ARCHIVÉE - Liste des substances d'intérêt prioritaire Rapport d'évaluation - Rejets des fonderies de cuivre de première et de deuxième fusion et des affineries de cuivre - Rejets des fonderies de zinc de première et de deuxième fusion et des affineries de zinc

Environnement Canada
Santé Canada
2001
ISBN : 0-662-85482-9
No de catalogue : En40-215/62F

Loi canadienne sur la protection de l'environnement 1999

Table des matières

• Liste des acronymes et des abréviations
• Synopsis
• 1.0 Introduction
• 2.0 Sommaire des données essentielles à l'évaluation de la " toxicité " au sens de la ICPE (1999)
  • 2.1 Identité
    • 2.1.1 Définitions et portée
      • 2.1.1.1 Fonderies et affineries
      • 2.1.1.2 Rejets
    • 2.1.2 Installations visées par les présentes évaluations
    • 2.1.3 Examen des constituants des rejets
  • 2.2 Pénétration dans l'environnement
    • 2.2.1 Rejets dans l'atmosphère
      • 2.2.1.1 Anhydride sulfureux
      • 2.2.1.2 Métaux
      • 2.2.1.3 Matières particulaires
      • 2.2.1.4 Dioxyde de carbone, oxyde nitreux, méthane et composés organiques volatils
    • 2.2.2 Rejets dans l'eau
      • 2.2.2.1 Affinerie CCR
      • 2.2.2.2 Affinerie CEZinc
      • 2.2.2.3 Installations de Trail de la Cominco
  • 2.3 Exposition
    • 2.3.1 Émissions dans l'atmosphère
      • 2.3.1.1 Anhydride sulfureux
        • 2.3.1.1.1 Devenir d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère
        • 2.3.1.1.2 Concentrations d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère
        • 2.3.1.1.3 Retombées atmosphérique
      • 2.3.1.2 Métaux
        • 2.3.1.2.1 Devenir des métaux dans l'atmosphère
        • 2.3.1.2.2 Retombées atmosphériques - méthode empirique
        • 2.3.1.2.3 Retombées atmosphériques - modélisation
        • 2.3.1.2.4 Concentrations de métaux dans l'air ambiant
      • 2.3.1.3 Matières particulaires
        • 2.3.1.3.1 Devenir des matières particulaires dans l'atmosphère
        • 2.3.1.3.2 Concentrations des matières particulaires dans l'air ambiant
    • 2.3.2 Déversements dans l'eau
      • 2.3.2.1 Devenir et concentrations
        • 2.3.2.1.1 Affinerie CCR
        • 2.3.2.1.2 Affinerie CEZinc
        • 2.3.2.1.3 Installations de Trail de la Cominco (CTO)
  • 2.4 Caractérisation des effets
    • 2.4.1 Écotoxicologie
      • 2.4.1.1 Rejets dans l'atmosphère
        • 2.4.1.1.1 Anhydride sulfureux
        • 2.4.1.1.2 Retombées de sulfates
        • 2.4.1.1.3 Métaux (Cu, Zn, Ni, Pb, Cd, As)
      • 2.4.1.2 Déversements dans l'eau
        • 2.4.1.2.1 Toxicité de l'effluent entier
        • 2.4.1.2.2 Calcul des VCT et des VESEO
        • 2.4.1.2.3 Surveillance des incidences environnementales
    • 2.4.2 Effets atmosphériques abiotiques
      • 2.4.2.1 Création d'ozone photochimique
      • 2.4.2.2 Appauvrissement de l'ozone stratosphérique
      • 2.4.2.3 Changement climatiques
    • 2.4.3 Effets sur la santé humaine - études épidémiologiques sur les populations vivant à proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc
      • 2.4.3.1 Études sur la mortalité et sur l'incidence de cancers
      • 2.4.3.2 Effets non néoplasiques
      • 2.4.3.3 Effets sur la reproduction et le développement
• 3.0 Évaluation de la " toxicité " au sens de la LCPE (1999)
  • 3.1 LCPE 1999, 64a) : Environnement
    • 3.1.1 Fonderies et des affineries de cuivre
      • 3.1.1.1 Rejets dans l'atmosphère
        • 3.1.1.1.1 Anhydride sulfureux
        • 3.1.1.1.2 Dépôts de sulfates
        • 3.1.1.1.3 Dépôts de métaux
      • 3.1.1.2 Rejets dans l'eau (Noranda CCR)
    • 3.1.2 Usines de traitement du zinc
      • 3.1.2.1 Rejets dans l'atmosphère
        • 3.1.2.1.1 Anhydride sulfureux
        • 3.1.2.1.2 Dépôts de sulfates
        • 3.1.2.1.3 Dépôts de métaux
      • 3.1.2.2 Rejets dans l'eau (Noranda-CEZinc et Cominco-Trail)
  • 3.2 LCPE 1999, 64b): Environnement essentiel pour la vie
  • 3.3 LCPE 1999, 64c): Santé humaine
    • 3.3.1 Évaluation de l'exposition
    • 3.3.2 Évaluation des effets
      • 3.3.2.1 Caractérisation de l'exposition-réponse de constituants sélectionnés des rejets des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc
        • 3.3.2.1.1 Arsenic
        • 3.3.2.1.2 Cadmium
        • 3.3.2.1.3 Chrome
        • 3.3.2.1.4 Nickel
        • 3.3.2.1.5 Plomb
        • 3.3.2.1.6 Anhydride sulfureux
        • 3.3.2.1.7 Matières particulaires inhalables (P₁₀)
    • 3.3.3. Caractérisation du danger
      • 3.3.3.1 Arsenic, cadmium, chrome et nickel
      • 3.3.3.2 Plomb
      • 3.3.3.3 Anhydride sulfureux
      • 3.3.3.4 Matières particulaires
    • 3.3.4 Incertitudes et degré de confiance dans la caractérisation des risques pour la santé humaine
  • 3.4 Conclusions
    • 3.4.1 Rejets des fonderies et des affineries de cuivre
    • 3.4.2 Rejets des usines de traitement du zinc
  • 3.5 Considérations sur le suivi (mesures ultérieures)
• 4.0 Bibliographie
• Annexe AStratégies de recherches utilisées pour relever les données pertinentes

Liste des tableaux

• Tableau 1 Installations de production de cuivre dont les rejets ont été évalués
• Tableau 2 Usines de traitement du zinc dont les rejets ont été évalués
• Tableau 3 Rejets d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère en 1995
• Tableau 4 Rejets de métaux dans l'atmosphère en 1995
• Tableau 5 Rejets de matières particulaires totales (PT), de matières particulaires de 10 mm ou moins (P₁₀) et matières particulaires de 2,5 m m ou moins (P_2,5), dans l'atmosphère en 1995
• Tableau 6 Rejets de dioxyde de carbone (CO₂), d'oxyde nitreux (N₂O), de méthane (CH₄) et d'autres composés organiques volatils (COV) dans l'atmosphère en 1995
• Tableau 7 Taux de charge annuels des constituants de l'effluent
• Tableau 8 Facteurs appliqués aux charges annuelles des effluents pour estimer les charges volumiques maximum à court terme (charges maximum mensuelles et moyenne de quatre jours)
• Tableau 9 Concentrations de métaux et d'autres composants dans les effluents non dilués
• Tableau 10 Moyenne des concentrations de SO₂ pendant le cycle végétatif aux postes de surveillance à proximité des installations de production de cuivre et de zinc
• Tableau 11 Concentrations moyennes de SO₂ sur une heure pendant le cycle végétatif aux postes de surveillance situés près des installations de production du cuivre et du zinc
• Tableau 12 Résumé annuel des concentrations de 24 heures de SO₂ dans l'air ambiant près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada
• Tableau 13 Niveaux de retombées humides de sulfates dans des régions choisies de l'est du Canada de 1990 - 1993 estimées au moyen du Modèle d'évaluation intégrée (MEI)
• Tableau 14 Taux de retombées humides de sulfates aux postes de surveillance près de deux régions réceptrices considérées dans la modélisation des retombées
• Tableau 15 Retombées de métaux solubles à proximité des installations de production du cuivre et du zinc - établies à partir des échantillons de retombées de poussières
• Tableau 16 Pourcentage de la contribution des retombées métalliques sèches aux retombées métalliques totales
• Tableau 17 Retombées de métaux solubles à proximité des installations de production de cuivre et de zinc - établies à partir des échantillons de matières particulaires en suspension totales
• Tableau 18 Retombées de métaux solubles à proximité des installations de production du cuivre et du zinc - fondées sur les échantillons de retombées du manteau de neige et combinées (« humides plus sèches »)
• Tableau 19 Fraction de métal soluble dans l'eau utilisée pour l'estimation des retombées de métaux biodisponibles
• Tableau 20 Estimation des retombées de fond annuelles de métaux solubles pour le Bouclier canadien
• Tableau 21 Taux d'émission des métaux traces (masse) utilisés pour la modélisation de la dispersion des rejets atmosphériques des installations génériques
• Tableau 22 Rejets de métaux traces dans l'atmosphère répartis en emissions de grande hauteur, en émissions de faible hauteur et en émissions fugitives
• Tableau 23 Distance maximale de l'installation dont le taux de retombées solubles totales modélisé dépasse la charge critique
• Tableau 24 Concentration moyenne annuelle d'As, de Cd, de Cr, de Ni et de Pb dans l'air ambiant près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada
• Tableau 25 Résumé des concentrations estimées ou mesurées de P₁₀ (µg/m³) près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada
• Tableau 26 Concentrations de l'exposition modélisée moyenne annuelle pour les rejets de 1995 de la SEEU de la CUM, et pourcentage de chacune des concentrations attribuables à la CCR
• Tableau 27 Concentrations de l'exposition maximale à court terme modélisées pour les rejets de 1995 de la CEZinc, et pourcentage de chacune des concentrations attribuables à la CEZinc
• Tableau 28 Concentrations de l'exposition maximale à court terme modélisées pour les rejets de 1998 de la Cominco-Trail, et pourcentage de chacune des concentrations attribuables à la Cominco-Trail
• Tableau 29 VCT et VESEO aiguës et chroniques pour le SO₂ calculées pour la végétation terrestre
• Tableau 30 Concentrations de référence des métaux dans les eaux interstitielles et VESEO pour les variables d'effet terrestres
• Tableau 31 Charges critiques de métal soluble pour divers critères d'effet terrestres
• Tableau 32 Concentrations de référence des métaux dans les eaux de surface et VESEO calculées pour les critères d'effet aquatiques
• Tableau 33 Charges critiques de métal soluble pour divers critères d'effet aquatiques
• Tableau 34 Résultats des tests de toxicité pour l'effluent entier
• Tableau 35 Valeur estimée sans effet observé (VESEO) pour les organismes aquatiques exposés aux effluents
• Tableau 36 Quotients de risque pour l'exposition de la végétation au SO₂ ambiant en fonction de la distance aux installations de production de cuivre et de zinc
• Tableau 37 Quotients de risque pour les retombées humides de sulfates dans quatre régions réceptrices de l'est du Canada
• Tableau 38 Quotients de risque pour les retombées de métal en fonction de la distance des installations de production de cuivre et de zinc
• Tableau 39 Quotients de risque pour le biote aquatique dans le fleuve Saint-Laurent fondés sur l'exposition calculée pour les charges moyennes annuelles de la SEEU de la CUM qui reçoit les effluents de la Noranda CCR
• Tableau 40 Quotients de risque pour le biote aquatique fondés sur l'exposition calculée pour les charges maximales mensuelles ou de quatre jours des rejets dans le canal de Beauharnois de la Noranda CEZinc
• Tableau 41 Quotients de risque pour le biote aquatique fondés sur l'exposition calculée pour les charges maximales mensuelles ou de quatre jours des rejets dans le fleuve Columbia de la Cominco-Trail
• Tableau 42 Résumé des effets nocifs sur la santé associés aux matières particulaires
• Tableau 43 Indice d'exposition/potentiel total pour la mortalité due au cancer du poumon aux endroits proches des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada

Liste des figures

• Figure 1 Carte de Trail, C.-B., présentant l'emplacement des exutoires et des lieux d'échantillonage utilisés pour l'évaluation des rejets dans l'eau de l'usine de la Cominco
• Figure 2 Cinquantième percentile des taux de dépôts solubles totaux (en mg/m²/an) calculés par modélisation de la dispersion des émissions de cuivre provenant d'une fonderie générique de cuivre
• Figure 3 Quatre-vingt-quinzième percentile des taux de dépôts solubles totaux (en mg/m²/an) calculés par modélisation de la dispersion des émissions de cuivre provenant d'une fonderie générique de cuivre

Liste des abréviations

a

année

Ag

argent

As

arsenic

av

aval

BPCO

bronchopnuemopathie chronique obstructive

CAME

concentration aiguë moyenne pour l'espèce

CC ₂₅

charge critique 25 %

CC ₅₀

charge critique 50 %

CCR

Affinerie CCR (Noranda)

Cd

cadmium

CE ₅₀

concentration efficace 50 %

CEG

concentration produisant un effet grave

CEP

concentration produisant un effet probable

CEZinc

Zinc électrolytique du Canada Limitée (Noranda)

CGC

Commission géologique du Canada

CH ₄

méthane

CL ₅₀

concentration létale 50 %

CO ₂

dioxyde de carbone

COV

composé organique volatil

Cr

chrome

CSE

concentration seuil produisant un effet

CT ₀₅

concentration tumorigène correspondent à une augmentation de 5 % de l'incidence de cancer ou de la mortalité due à ce dernier

CTO

Installations de Trail de la Cominco

Cu

cuivre

CUM

Communauté urbaine de Montréal

DL ₅₀

dose létale 50 %

DT ₀₅

dose tumorigène correspondent à une augmentation de 5 % de l'incidence de cancer ou de la mortalité due à ce dernier

EFN

effet de faible niveau

EGL

électroextraction par grillage et lixiviation

ELP

électroextraction par lixiviation sous pression

EPA

United States Environmental Protection Agency

ETG

écart-type géométrique

GRE

Groupe - ressource environnemental

HBM&S

Hudson Bay Mining & Smelting

Hg

mercure

INRP

Inventaire national des rejets de polluants

IRE

index des risques d'exposition

K _d

coefficient de répartition (rapport des métaux liés:dissous)

LCPE

Loi canadienne sur la protection de l'environnement

LCPE (1999)

Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

LD

limite de détection

LSIP

Liste des substances d'intérêt prioritaire

MAIL

Modèle d'activité de l'ion libre

MEF

Ministère de l'Environnement et de la Faune du Québec

MEO

Ministère de l'environnement de l'Ontario

MIE

modèle intégré d'évaluation

N ₂O

oxyde nitreux

Ni

nickel

NMENO

niveau minimal avec effet nocif observé

OMS

Organisation Mondiale de la Santé

P

matières particulaires

P ₁₀

matières particulaires inhalable de 10 µm ou moins

P _2.5

matières particulaires inhalable de 2.5 µm ou moins

Pb

plomb

PST

particules en suspension totales

PT

matières particulaires totales

QR

quotient de risque

RELMM

Règlements sur les effluents liquides des mines de métaux

REMM

Règlement sur les effluents des mines de métaux

RMDA

Réseau de mesure des dépôts atmosphériques

RNSPA

Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique

Se

sélénium

SEEU

station d'épuration des eaux usées

SEEUM

station d'épuration des eaux usées municipale

SIDR

Système d'inventaire des déversements résiduels

SIE

Surveillance des incidences environnementales

SO ₂

anhydride sulfureux

SO ₄ ^2-

sulfate

Tl

thallium

UT

unité de toxicité

VCT

valeur critique de la toxicité

VEE

valeur estimée de l'exposition

VESEO

valeur estimée sans effet observé

Zn

zinc

Synopsis

Les « Rejets des fonderies de cuivre de première et de deuxième fusion et des affineries de cuivre » et les « Rejets des fonderies de zinc de première et de deuxième fusion et des affineries de zinc » sont évalués ensemble et font l'objet d'un même rapport à cause des similitudes entre les deux types d'exploitation et à cause de la méthode commune adoptée pour évaluer leurs rejets. Aux fins des présentes évaluations, une fonderie est une usine qui utilise des procédés à haute température pour extraire des métaux communs, alors qu'une affinerie est une usine qui sépare les impuretés des métaux au moyen de procédés thermiques ou électrolytiques. Pour la production du zinc, on a recours à des procédés intégrés combinant fonte et affinerie et ces installations sont habituellement appelées « usines de traitement du zinc ». La présente évaluation considère les six fonderies de cuivre, les quatre affineries de cuivre et les quatre usines de traitement du zinc actuellement en opération au Canada.

Les rejets des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc sont des mélanges complexes contenant des quantités variables de nombreuses substances. Comme la plus grande partie des rejets (quant à la masse) sont effectués dans l'atmosphère, et que ces émissions dans l'atmosphère sont susceptibles de provoquer le plus d'effets, les présentes évaluations ont mis l'accent sur les risques pour l'environnement et la santé humaine des ces rejets dans l'atmosphère. Les constituants des émissions dans l'atmosphère qui ont été étudiés de plus près sont l'anhydride sulfureux (SO₂), les métaux (majoritairement sous forme de particules) comme le cuivre, le zinc, le nickel, le plomb, le cadmium, le chrome et l'arsenic, ainsi que les matières particulaires de 10 microns ou moins (P 10). Dans le cas des installations qui comptent plusieurs opérations, on a évalué l'attribution à la source des émissions afin d'estimer la proportion des contaminants ambiants et déposés due aux exploitations qui font l'objet de ces études.

Les risques dûs aux émissions de SO₂ des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc ont été évalués tant à partir de l'exposition directe au SO₂, qu'à partir de l'exposition aux retombées acides qui y sont associées. On a établi les concentrations seuil d'exposition directe au SO₂ produisant un effet à partir de l'exposition de la végétation pendant des périodes d'une heure (aiguë) et un cycle végétatif (chronique). Les résultats de l'étude de l'exposition directe indiquent qu'il y a risque pour la végétation des diverses régions près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc jusqu'à une distance maximale de 10 km. Quant aux retombées acides, on a établi que les fonderies de cuivre étaient responsables de 8 % (relatifs à toutes les sources anthropiques et naturelles) du SO₂ provoquant des retombées acides dans les quatre régions réceptrices considérées de l'est du Canada. Les affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc étaient responsables d'une portion beaucoup plus inférieure (de 0,1 % et 0,2 %, respectivement). Ce sont les sources américaines qui contribuent le plus dans les quatre régions réceptrices.

Des organismes récepteurs ont été identifiés pour l'exposition à chaque métal examiné dans les milieux aquatiques et terrestres (pour les retombées aquatiques et terrestres, respectivement). Le 95e percentile des concentrations de métal du contexte naturel a servi de limite inférieure des concentrations seuil produisant un effet. Le transport et le devenir des métaux retombés sur les eaux de surface et les sols ont été modélisés de façon à permettre l'estimation des concentrations critiques des retombées métalliques (« charges critiques ») - définies comme la quantité de retombées annuelles requise pour que les concentrations de métal à l'état d'équilibre atteignent les concentrations basses avec effet observé dans les eaux de surface et les sols récepteurs. On a établi la modélisation probabiliste à partir de la gamme des conditions du récepteur (type de sol, pH, dimensions du lac, etc.) que l'on trouve sur le Bouclier canadien. On a supposé que les concentrations estimées d'ions métalliques libres reflètent les concentrations de métal biodisponible.

On a comparé les taux estimés de retombées métalliques annuelles aux charges critiques de 25e percentile qui représentent les effets sur les organismes sensibles dans 25 % des conditions des sols sablonneux et des eaux lacustres acides du Bouclier canadien. On en a conclu que l'exposition aux concentrations de métaux en état d'équilibre à proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement de zinc dûe aux émissions (en particulier de cuivre et de zinc, respectivement) de ces usines peuvent avoir des effets sur les organismes aquatiques ou endogés. On estime que les régions touchées s'étendent à environ 13 - 14 km des usines. Dans tous les cas, il est reconnu que la gamme des effets dépend des émissions de chaque usine ainsi que de la géographie et des conditions météorologiques locales. La gamme des effets dépend aussi de percentile de la charge critique qui a servi à faire les comparaisons. L'utilisation d'un percentile inférieur de la charge critique, ne présentant le risque dans un plus faible pourcentage des conditions dans le Bouclier Canadien, permettrait de calculer les effets sur de plus grandes distances. Il est également reconnu que les émissions provenant des usines de traitement du zinc utilisant une technologie de lixiviation sous pression sont de beaucoup inférieures à celles des usines utilisant des procédés de grillage.

Des évaluations préalables des effets écologiques des rejets dans l'eau ont été faites pour les trois usines (soit la Cominco à Trail, CCR et CEZinc de la Noranda) qui ne sont pas tenues de rapporter leurs rejets dans l'eau en vertu du Règlement sur les effluents liquides des mines de métaux de la Loi sur les pêches. Les constituants des rejets dans l'eau faisant l'objet des présentes évaluations incluent tous les contaminants métalliques présents, ainsi que l'ammoniac, les fluorures et le pH. Les résultats des évaluations de ces trois usines indiquent qu'il existe un potentiel d'effets nocifs pour l'environnement. Toutefois, les indicateurs du risque étaient assez faibles, surtout si l'on considère que l'évaluation était assez modérée.

Les usines évaluées sont également des sources d'émissions de dioxyde de carbone, d'oxyde nitreux, de méthane et de composés organiques volatils (COV). Les trois premiers contribuent aux changements climatiques alors que certains COV contribuent à la création d'ozone photochimique troposphérique, et que d'autres contribuent à l'appauvrissement de l'ozone stratosphérique. Les rejets de toutes ces substances par les fonderies et affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc sont cependant mineurs par rapport à ceux d'autres sources de rejets.

L'évaluation des risques pour la santé humaine traite des risques potentiels pour les populations avoisinantes que constituent les rejets actuels des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada. Selon des données récentes, les concentrations d'arsenic, de cadmium, de chrome, de nickel, de plomb, de soufre, d'anhydride sulfureux et de matières particulaires dans l'air s'accroissent en fonction de la proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada par rapport aux concentrations de référence des sites éloignés.

Les résultats des études épidémiologiques disponibles pour les populations humaines résidant près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc sont insuffisants pour caractériser le potentiel d'effets cancérigènes et non cancérigènes des rejets de ces usines. Selon les évaluations déjà faites pour la Liste des substances d'intérêt prioritaire de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (LCPE), la cancérogénicité constitue l'effet critique de l'arsenic, du cadmium, du chrome et du nickel : les tumeurs pulmonaires au sein de la population professionnelle ou chez les animaux expérimentaux dues à l'inhalation de composés de chacun de ces métaux en sont une preuve suffisante. La plage de concentrations moyennes annuelles de P₁₀ près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada s'apparente à celle associée à la morbidité et à la mortalité cardiorespiratoires d'études épidémiologiques approfondies récentes sur la population générale exposée à la pollution de l'air ambiant dans divers pays, y compris le Canada. Les concentrations de SO₂ dans l'air ambiant à proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada dépassent à l'occasion les concentrations recommandées par les lignes directrices visant à protéger la population de leurs effets cardiorespiratoires. Bien qu'il ne soit pas étudié directement dans les présentes évaluations, on reconnaît également que le SO₂ est un précurseur important de la formation secondaire de matières particulaires inhalables notamment les particules fines (P_2,5). Les concentrations de plomb dans l'air dépassent également les lignes directrices pour la santé près de certaines usines canadiennes engagées dans la fonte du cuivre et indiquent pour cette substance un potentiel d'effets nocifs sur la santé.

À la lumière des données disponibles, on a conclu que les émissions de métaux (majoritairement sous forme de particules) et d'anhydride sulfureux des fonderies et des affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc pénètrent dans l'environnement en une quantité ou en une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sur sa diversité biologique. À la lumière des données disponibles, on a conclu que les émissions des fonderies et des affineries de cuivre, ainsi que les émissions des usines de traitement du zinc ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou en une concentration ou dans des conditions qui mettent ou peuvent mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie humaine. À la lumière des données disponibles sur les effets des P₁₀, d'anhydride sulfureux et des composés d'arsenic, de cadmium, de chrome, de plomb et de nickel, on a conclu que les émissions des P₁₀, de métaux (majoritairement sous forme de particules) et d'anhydride sulfureux des fonderies et des affineries de cuivre, ainsi que des usines de traitement du zinc, pénètrent dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines. En conséquence, les métaux (majoritairement sous forme de particules) provenant des émissions des fonderies et des affineries de cuivre, les métaux (majoritairement sous forme de particules) provenant des émissions des usines de traitement du zinc, les P₁₀ et l'anhydride sulfureux sont considérés comme « toxiques », au sens de l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE 1999).

Il existe plusieurs initiatives qui visent les divers constituants des rejets des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc. Entre autres, les activités issues du Processus d'options stratégiques - fusion du métal de base, de l'initiative de la norme pan- canadienne pour les P₁₀ et les P_2,5 et celles de la Stratégie pan-canadienne pour les pluies acides post-2000. Il y a aussi des activités résultant de l'ajout des P₁₀ à l'annexe 1 de la LCPE (1999). Toute recherche de solutions visant à réduire l'exposition issue des présentes évaluations devrait s'intégrer à ces initiatives.

La comparaison de l'exposition estimée à l'arsenic, au cadmium, au chrome et au nickel à proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc avec leur potentiel oncogène indique que l'urgence d'étudier les options en vue de réduire l'exposition humaine aux rejets de ces usines est élevée pour les fonderies de cuivre, de faible à élevée pour les affineries de cuivre et de faible à élevée pour les usines de traitement du zinc. La comparaison des niveaux de plomb, de SO₂ et de P₁₀ dans l'air ambiant avec les concentrations recommandées par les lignes directrices pour la santé ou avec les concentrations auxquelles des effets ont été observés sur la santé amène également à conclure que l'urgence d'une analyse des options est élevée, en particulier pour les usines de fonte du cuivre.

Les contrôles d'effluents ont été établis par les gouvernements provinciaux ou autres autorités ou instaurés par les sociétés. Par conséquent, il n'est pas recommandé d'établir des moyens fédéraux de contrôle ou de prévention sous la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE, 1999). Toutefois, nous croyons, qu'une croissance de concentration de polluants, de déchargements ou de changements aux conditions touchants la bio-disponibilité (par exemple, le pH), pourrait possiblement augmenter le risque à l'environnement. Il est de mise que les opérateurs d'installations reconnaissent que si l'information (par exemple, les données de surveillance continue) démontre une augmentation importante de concentration de polluants, de déchargements ou de changements aux conditions touchants la bio-disponibilité, ces renseignements peuvent faire l'objet de compte rendu sous la section 70 de LCPE, 1999.

L'évaluation des rejets provenant des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc a nécessité celle d'un nombre limité de constituants du mélange complexe des substances rejetées. Les constituants des émissions dans l'atmosphère qui ont été étudiés sont en général ceux qui sont rejetés en plus grande quantité. Cette sélection n'exclut pas que d'autres constituants rejetés puissent constituer un risque. L'analyse des options pour la gestion du risque doit tenir compte d'autres substances qui pourraient avoir des effets nocifs, comme le mercure, le sélénium, les dioxines et les furannes.

1.0 Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE (1999)) exige que le ministre de l'Environnement et le ministre de la Santé établissent et publient une Liste des substances d'intérêt prioritaire, qui énumère des substances (produits chimiques, groupes de produits chimiques, effluents et déchets) qui peuvent être nocives pour l'environnement ou constituer un danger pour la santé humaine. En outre, la Loi exige que les deux ministres évaluent ces substances et déterminent si elles sont effectivement ou potentiellement « toxiques » au sens de l'article 64 de la Loi, qui stipule ce qui suit :

[...] est toxique toute substance qui pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à :

1. avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique;
2. mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie;
3. constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines. »

Les substances jugées «toxiques» au sens de l'article 64 peuvent être inscrites sur la Liste des substances d'intérêt prioritaire (Annexe 1 de la Loi). On peut ensuite envisager d'élaborer des règlements, des directives, des plans de prévention de la pollution ou des codes de pratique en vue de contrôler tous les aspects de leur cycle de vie, depuis la recherche et le développement jusqu'à l'élimination finale, en passant par la fabrication, l'utilisation, l'entreposage et le transport.

D'après l'analyse initiale de l'information facilement accessible, les motifs d'évaluation des « Rejets des fonderies de cuivre de première et de deuxième fusion et des affineries de cuivre » fournis par la Commission consultative d'experts auprès des ministres sur la deuxième liste de substances d'intérêt prioritaire (Commission consultative, 1995) étaient les suivants :

Toute une gamme de substances sont rejetées dans l'environnement canadien par les fonderies de cuivre de première et de deuxième fusions et les affineries de cuivre. Les composantes chimiques des rejets incluent les matières particulaires, le cuivre, le plomb, l'arsenic et l'acide sulfurique. La Commission reconnaît qu'il sera difficile d'évaluer les effets de ces rejets dans l'optique de la santé humaine. Les rejets sont souvent très complexes et constitués de mélanges variables de composés divers. Généralement, aucune étude épidémiologique n'a été effectuée sur les populations vivant près des sources ponctuelles; quant aux gens qui habitent plus loin, il peut être difficile d'attribuer aux sources étudiées des effets qui seraient observés chez eux, puisque l'exposition peut aussi venir d'ailleurs. Néanmoins, vu l'ampleur des rejets ainsi que la persistance et le caractère dangereux de certaines des substances en cause, une évaluation est requise pour déterminer la nature et l'étendue de leurs effets à courte et longue distances sur la santé et l'environnement.

Les motifs d'évaluation fournis par la Commission pour les « Rejets des fonderies de zinc de première et de deuxième fusion et des affineries de zinc » étaient les mêmes à ceci près que les composés visés sont les matières particulaires, le zinc et l'acide sulfurique.

Leurs similitudes a permis d'évaluer ensemble la « toxicité » de ces deux substances en vertu de l'article 64 de la LCPE (1999) et les résultats de cette évaluation sont présentés dans le présent rapport. Comme la plus grande partie des rejets (quant à la masse) sont déversés dans l'atmosphère et que les émissions atmosphériques ont éventuellement le plus d'effets, on a mis l'accent sur les risques que présentent les émissions atmosphériques pour l'environnement et pour la santé humaine. En outre, on s'attendait à ce que les concentrations de substances dans l'air reflètent mieux les émissions actuelles que les autres milieux écologiques qui peuvent être fortement influencés par des rejets historiques importants. Les rejets dans l'eau de plusieurs fonderies et affineries de cuivre et de zinc canadiennes (plus communément les « usines de traitement du zinc ») seront réglementés par le Règlement sur les effluents miniers liquides révisé et les Directives de la Loi sur les pêches¹. Les rejets assujettis à la Loi sur les pêches² n'ont pas été étudiés dans les présentes évaluations.

Bien que les présentes évaluations considèrent les effets sur l'environnement et sur la santé humaine, elle est surtout axée sur les effets sur l'environnement. Cela s'explique surtout par le peu d'études épidémiologiques faites sur les populations humaines vivant près des fonderies et des affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc, populations qui seraient exposées aux émissions de ces installations, et par la difficulté d'évaluer les effets des mélanges à partir des données d'études de toxicité pour les mammifères de chaque composé. La Commission consultative d'experts auprès des ministres a reconnu ces limites dans les motifs d'évaluation qu'elle a fournis.

Les éléments de la deuxième liste de substances d'intérêt prioritaire étant les « rejets » des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc, l'évaluation des risques pour la santé humaine a été axée sur les populations vivant à proximité de ces installations, puisqu'on s'attend à ce que ce soit ces populations qui subissent les effets des rejets, et sur l'évaluation des effets potentiels des rejets actuels de ces installations. Par conséquent, les sections du présent rapport qui traitent de la santé contiennent un résumé des concentrations d'un certain nombre de substances mesurées près de ces usines au Canada, concentrations obtenues au moyen d'un questionnaire auquel les compagnies ont répondu. Le rapport contient également une recension des études épidémiologiques sur les populations vivant à proximité des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc. Étant donné le nombre et la diversité des substances rejetées par les fonderies et affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc, l'évaluation sur la santé se fonde sur les travaux antérieurs pour les données sur les effets de chaque substance et sur l'exposition-réponse tirées d'autres évaluations effectuées en vertu du programme d'évaluation de la Liste des substances d'intérêt prioritaire et d'autres programmes.

La description des méthodes d'évaluation des effets des substances d'intérêt prioritaire sur l'environnement et santé humaine est disponible dans les documents complémentaires publiés. Le document intitulé « Évaluation environnementale des substances d'intérêt prioritaire conformément à la Loi canadienne sur la protection de l'environnement. Guide version 1.0 - mars 1997 » (Environnement Canada, 1997a) présente des conseils sur l'évaluation environnementale des substances d'intérêt prioritaire au Canada. On peut obtenir ce document de :

• Publications sur la protection de l'environnement
  Direction générale de l'avancement des technologies environnementales
  Environnement Canada
  Ottawa, Ontario
  K1A 0H3

Il est également disponible sur le  site Web de la Direction de l'évaluation des produits chimiques commerciaux, www.ec.gc.ca sous la rubrique « Guide technique ». Il est à noter que la démarche ici décrite a été modifiée de façon à tenir compte des récents progrès réalisés en ce qui concerne les méthodes d'évaluation du risque qui seront mentionnés dans les futures versions du guide de l'évaluation environnementale des substances d'intérêt prioritaire.

La méthode d'évaluation des effets sur la santé humaine est décrite dans la publication suivante de la Direction de l'hygiène du milieu de Santé Canada : « Loi canadienne sur la protection de l'environnement - L'évaluation du risque à la santé humaine des substances d'intérêt prioritaire » (Santé Canada, 1994), dont on peut obtenir une copie auprès du :

• Édition SESC
  Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs
  Santé Canada
  Pré Tunney
  Indice 3100A
  Ottawa, Ontario
  K1A 0L2

ou par le site Web des publications du Programme de l'hygiène du milieu (www.hc-sc.gc.ca/ehp/dhm/catalogue/dpc.htm). La méthode est également décrite dans un article publié dans le Journal of Environmental Science and Health - Environmental Carcinogenesis and Ecotoxicology Reviews (Meek et al. 1994). À remarquer que la méthode décrite dans cet article a évolué et comporte maintenant des faits récents relativement aux méthodes d'évaluation du risque qui sont décrits sur la page Web de la Division des substances existantes (http://www.hc-sc.gc.ca/exsd-dse) et qui seront abordés dans des éditions futures du document sur la méthode d'évaluation des effets sur la santé humaine.

On a eu recours à des questionnaires informels afin d'obtenir de l'industrie canadienne les renseignements les plus récents sur les rejets, sur les concentrations environnementales et sur leurs effets écologiques. Les stratégies de recherche employées pour trouver les données utiles à l'évaluation des effets potentiels sur l'environnement (antérieures à l'automne 1999) et sur la santé humaine (antérieures à mars 2000 pour la surveillance et les données épidémiologiques sur les populations vivant à proximité seulement) sont présentées dans l'Annexe A. Au besoin, des articles de synthèse ont été consultés. Cependant, toutes les études originales formant la base de la détermination du caractère « toxique » ou non des émissions des fonderies et affineries de cuivre et de zinc au sens de la LCPE (1999) ont été soumises à l'évaluation critique du personnel d'Environnement Canada (pénétration dans l'environnement, exposition et effets environnementaux) et de Santé Canada (exposition des humains et effets sur la santé humaine). En outre, un certain nombre de rapports ont été rédigés à forfait pour appuyer la section de ces évaluations ayant trait à l'environnement; ils figurent aussi à l'Annexe A.

Les sections relatives à l'environnement ont été élaborées sous la direction de P. Doyle et D. Gutzman, avec le soutien de D. Caldbick, A. El-Shaarawi, C. Fortin, A. Green, M. Lapointe, D. Morin et J. Sanderson, pour EnvironnementCanada. Les sections du rapport d'évaluation et la documentation complémentaire sur l'évaluation environnementale des fonderies et affineries de cuivre et de zinc ont été préparées ou révisées par les membres du Groupe-ressource environnemental formé par Environnement Canada en août 1997 pour aider à l'évaluation environnementale. Les membres du GRE ont été sélectionnés pour leur expertise dans les domaines pertinents aux présentes évaluations, notamment les rejets du secteur de l'affinage des métaux communs, les effets aquatiques et terrestres, la modélisation de la dispersion atmosphérique, le transport et le devenir des métaux, la spéciation des métaux, les charges critiques et le SO₂ ambiant et les dépôts acides. Ses membres sont :

• J. Ayres, Environnement Canada
• G. Bird, Commission canadienne de sûreté nucléaire
• U, Borgman, Environnement Canada
• S. Daggupaty, Environnement Canada
• W. de Vries, DLO Winand Starung Centre, The Nederlands
• M. Diamond, Université de Toronto
• G. Dixon, Université de Waterloo
• R, Garrett Ressources naturelles Canada
• B. Hale, Université de Guelph
• D. Hart, Beak International Inc.
• K. Hedley, Environnement Canada
• W. Hendershot, Université McGill
• R. Hoff, University of Maryland Baltimore County
• D. Hrebenyk, SENES Consultants Ltd.
• T. Jackson, Environnement Canada
• P.K. Leung, Environnement Canada
• S. Linzon, Phytotoxicology Consultant Services Ltd.
• K. Lloyd, Environnement Canada
• M. Sheppard, ECOMatters Inc.
• S. Sheppard, ECOMatters Inc.
• J. Skeaff, Ressources naturelles Canada
• A. Tessier, Université du Québec
• P. Thompson, Commission de contrôle de canadienne de sûreté nucléaire

Les représentants de l'industrie membres du GRE qui ont supervisé le processus d'évaluation sont :

• Cominco Ltée. - M. Edwards et G. Kenyon
• Falconbridge Ltée. - R. Telewiak
• Hudson Bay Mining & Smelting (HBM&S) Ltd. - W. Fraser
• Inco Ltée. - T. Burnett, C. Fetguson et W. Szumylo
• Noranda Ltée. - J. Moulin et H. Veldhuizen

Outre les membres du GRE, les personnes suivantes ont révisé les sections relatives à l'environnement des documents complémentaires et ont offert des commentaires :

• H. Allen, University of Delaware
• B. Antcliffe, Ministère des pêches et des océans
• N. Belzile, Université Laurentienne
• G. Bonham-Carter, Ressources naturelles Canada
• T. Burnett, Inco Ltée.
• D. Chambers, SENES Consultants Ltée.
• P. Chapman, EVS Environmental Consultants
• B. Duncan, Cominco Ltée.
• L. Evans, University of Guelph
• D. Gamble, Agriculture et agro-alimentaire Canada
• A. Germain, Environnement Canada
• M. McLaughlin, CSIRO, Australie
• M. Moran, Environnement Canada
• M. Power, Université de Waterloo
• R. Prairie, Noranda Ltée.
• M. Sadiq, Université de Guelph
• R. Stager, SENES Consultants Ltd.
• H. Veldhuizen, Noranda Ltée.

Les personnes qui ont révisé l'ébauche du rapport d'évaluation environnementale et offert des commentaires importants, mais qui n'ont pas été nommées sont :

• Bezak, Ministère de la conservation du Manitoba
• P. Campbell, Institut National de la Recherche Scientifique - Eau
• V. Chapados, Noranda Ltée.
• D. Daoust, Noranda Ltée.
• M. Edwards, Cominco Ltée.
• W. Fraser, HBM&S Ltée.
• B. Keller, Université Laurentienne
• J. Leclerc, Noranda Ltée.
• K. Taylor, Environnement Canada

Les sections du rapport d'évaluation et les documents complémentaires relatifs à la santé humaine ont été préparés par le personnel suivant de Santé Canada :

• K. Byrne
• H. Hirtle
• M.E. Meek
• R. Newhook

Le document complémentaire sur la santé a été distribué aux fins de commentaires aux représentants suivants des compagnies membres du GRE, pour les présentes évaluations, qui exploitent des affineries et des fonderies, surtout pour assurer l'adéquation et l'exactitude des renseignements présentés ici sur les fonderies et affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc que leur compagnie exploite :

• M. Edwards, Cominco Ltée.
• W. Fraser, Hudson Bay Mining & Smelting Ltd.
• R. Prairie, Noranda Ltée.
• W. Szumylo, Inco Ltée.
• R. Telewiak, Falconbridge Ltée.

Compte tenu que les mesures de l'exposition-réponse sont tirées de sources déjà révisées par des pairs pour établir la comparaison avec les niveaux ambiants des constituants des rejets, la révision externe des sections relatives à la santé de l'évaluation a été moins approfondie que pour d'autres évaluation des substances d'intérêt prioritaire. Les sections du rapport d'évaluation sur la santé ont été révisées à l'externe par M. Younes, Programme international sur la sécurité des substances chimiques, Centre de l'OMS et M. Dourson, Toxicology Excellence for Risk Assesssment.

Les sections sur la santé du rapport d'évaluation ont été examinées et approuvées par l'assemblée de la Gestion des risques de la Direction générale de la protection de la santé de Santé Canada.

L'ensemble du rapport d'évaluation a été révisé et approuvé par le Comité de gestion de la LCPE d'Environnement Canada et de Santé Canada.

Une ébauche du rapport d'évaluation a été mis à la disposition du public pour une période d'examen de 60 jours (du 1er juillet au 30 août, 2000) [EC/HC 2000b]. Après l'étude des commentaires reçus, on a révisé le rapport d'évaluation en conséquence. Un résumé des commentaires du public et de leurs réponses est disponible sur Internet à l'addresse :

 Commentaires du public sur les ébauches des rapports d'évaluation
www.ec.gc.ca

Le texte du rapport d'évaluation a été structuré de façon à traiter d'abord des effets sur l'environnement (nécessaires pour déterminer la « toxicité » en sens des paragraphes 64(a) et (b)), et ensuite des effets sur la santé humaine (nécessaires pour déterminer la « toxicité » au sens du paragraphe 64(c)).

On peut obtenir des copies du présent rapport et des documents complémentaires inédits sur l'environnement et la santé humaine, sur demande, à :

• Informatique
  Environnement Canada
  Rez-de-chaussée, Place Vincent Massey
  351, boul. St-Joseph
  Hull, Québec
  K1A 0H3

ou sur l'Internet, à l'adresse suivante :

 Programme d'évaluation des substances d'intérêt prioritaire
www.ec.gc.ca

On peut obtenir la documentation complémentaire inédite qui renferme des renseignements supplémentaires en s'adressant à la :

• Direction des substances existantes
  Environnement Canada
  14e étage, Place Vincent Massey
  351, boul. St-Joseph
  Hull, Québec
  K1A 0H3

ou au

• Division des substances existantes
  Centre de l'hygiène du milieu
  Santé Canada
  Pré Tunney
  Indice 0801C2
  Ottawa, Ontario
  K1A 0L2

2.0 Sommaire des données essentielles à l'évaluation de la « toxicité » au sens de la LCPE (1999)

2.1 Identité

2.1.1 Définitions et portée

2.1.1.1 Fonderies et affineries

Aux fins des présentes évaluations, une fonderie est définie comme étant une installation qui utilise des procédés chimiques à haute température pour récupérer des métaux communs (MAC, 1995). Une affinerie est une usine qui a pour fonction de séparer les impuretés des métaux au moyen de procédés thermiques et électrolytiques (MAC, 1995). Dans les présentes évaluations, les usines d'électroaffinage et d'électroextraction sont considérées des affineries.

Étant donné que toutes les fonderies et toutes les affineries récupèrent plusieurs métaux, aux fins des présentes évaluations, une fonderie ou une affinerie de « cuivre » s'entend de toute usine dont un des produits commerciaux bruts est du cuivre plus ou moins pur. De même, une fonderie ou une affinerie de « zinc » s'entend de toute usine dont un des produits commerciaux bruts est du zinc plus ou moins pur.

La fonte et l'affinage de première fusion produisent du métal directement du minerai et des concentrés, alors que la fonte et l'affinage de deuxième fusion produisent du métal à partir de déchets métalliques et/ou de déchets de production. (Environnement Canada, 1997b). Dans la pratique cependant, la distinction entre fonderie primaire et secondaire n'est pas toujours claire puisque certaines fonderies, d'abord primaires, ont recours à des métaux recyclés pour compléter leur source primaire.

Dans la fonderie de cuivre type, un concentré sulfuré ou calcinat est chauffé avec des fondants à environ 1 200 °C afin de provoquer une séparation de phases dans une matte de sulfure de cuivre en fusion qui contient du cuivre et du fer, et un laitier en fusion sus-jacent qui contient de l'oxyde de fer, un silice et de la chaux. La matte est ensuite soumise au convertissage et à l'affinage thermique afin de produire un cuivre impur appelé cuivre anodique qui contient environ 99 % de cuivre ainsi que des éléments mineurs et en traces (Skeaff, 1997). La coulée du métal impur en anodes propres à l'électroaffinage est faite à la fonderie ou à l'affinerie. Une affinerie de cuivre raffine alors l'anode de cuivre par électrolyse pour produire du cuivre pur.

Le zinc est produit soit au moyen du procédé d'électroextraction par grillage et lixiviation (EGL) ou du procédé d'électroextraction par lixiviation sous pression (ELP). Le grillage consiste au chauffage du concentré afin d'oxyder et d'évacuer l'oxyde de soufre. Dans les fours de grillage, les sulfures de zinc et de fer du concentré sont transformés en oxydes et le produit solide qui en résulte (produit calciné) est acheminé vers la lixiviation. Celle-ci est faite dans des conditions acides, neutres ou intermédiaires. Le zinc et les métaux non ferreux sont extraits, ce qui produit un jus d'attaque de sulfate de zinc. Dans le cas de la lixiviation sous pression, le concentré de zinc est rebroyé et agité dans un autoclave avec de l'oxygène et de l'acide sulfurique. Les sulfures de fer et de zinc sont ainsi convertis en sulfates de fer et de zinc et dissous dans le lixiviat. Le jus d'attaque, qu'il provienne du procédé de lixiviation par grillage ou de lixiviation sous pression, est purifié et acheminé vers l'électroextraction. Pour l'électroextraction, un courant électrique passe dans le jus purifié, ce qui provoque la décomposition chimique du sulfate de zinc et le dépôt du zinc sur la cathode. Celle-ci est dénudée mécaniquement puis, le zinc est fondu et moulé.

Conformément à la définition donnée, les installations qui utilisent l'EGL, un procédé chimique à haute température, peuvent être considérées des « fonderies », au moins en partie. Toutefois, les usines de traitement du zinc peuvent aussi être des « affineries » au sens de la définition donnée puisqu'elles comportent une étape d'électroextraction. Compte tenu de cette ambiguïté dans leur classification, le présent rapport désignera ces installations d'« usines de traitement du zinc ». Le terme « usines de traitement du zinc » désigne dans ce rapport les installations participant à la récupération du zinc par procédé EGL ou ELP ou les deux.

2.1.1.2 Rejets

Aux fins des présentes évaluations, un rejet consiste en tout déversement actuel dans le milieu ambiant. On ne traitera pas des rejets passés, souvent plus importants et moins contrôlés qu'aujourd'hui.

Les rejets traités dans les présentes évaluations incluent tous les déversements actuels sur place dans l'atmosphère et dans l'eau faits par les fonderies et les affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc du Canada. Les émissions dans l'atmosphère incluent les émissions provenant de « sources ponctuelles » (soit les cheminées en hauteur) et de « sources étendues » (soit les cheminées basses ou les émissions fugitives des concentrés entreposés sur place). Les effluents traités incluent les eaux de traitement et de refroidissement qui pénètrent dans les eaux de surface directement ou indirectement (par exemple, après passage dans une station de traitement des eaux usées municipale).

Comme on l'a souligné dans la Section 1.0, les déversements dans l'eau des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc qui seront intégrés aux effluents réglementés par les Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM) révisés de la Loi sur les pêches ne seront pas traités dans les présentes évaluations. De même, les déversements provenant d'activités hors lieux relatives aux fonderies et affineries de cuivre et de zinc (par exemple, les déversements lors du transport des substances de base ou des déchets, ou de l'enfouissement des déchets) ne sont pas traités dans les présentes évaluations.

Les effets directs de l'entreposage des déchets des fonderies ou des affineries (par exemple les scories) sur les terrains en deçà des limites des installations n'ont pas été examinés puisque les terrains appartenant aux installations ne sont pas considérés une partie de l'environnement immédiat. Toutefois, sont considérés en principe les lixiviats ou les ruissellements provenant des déchets qui pénètrent dans les eaux hors lieux immédiates et les émissions fugitives éoliennes provenant de ces déchets et qui sont transportées hors lieux.

2.1.2 Installations visées par les présentes évaluations

Toutes les fonderies et affineries qui opèrent actuellement au Canada sont visées par les présentes évaluations³. Conformément aux définitions présentées dans la Section 2.1.1, on a identifié six fonderies de cuivre, quatre affineries de cuivre et quatre usines de traitement du zinc (Tableaux 1 et 2). Celles dont les effluents seront réglementés par les REMM révisés de la Loi sur les pêches sont signalées dans ces tableaux. Comme on le note dans la Section 1.0, les risques associés aux déversements directs de ces installations dans l'eau n'ont pas été évalués. Des évaluations préalables du risque pour l'environnement des déversements dans l'eau ont été effectuées pour l'Affinerie CCR et l'Affinerie CEZinc de la Noranda Inc. et pour les installations de Trail de la Cominco (CTO).

Installations de production de cuivre dont les rejets ont été évalués

Sources des données de production :

1. Environnement Canada, 1997b.
2. Hatch Associates, 1997.
3. Données récentes approximatives, Skeaff, 1997.

Les fonderies de cuivre de Kidd Creek de la Falconbridge et HBM&S sont des fonderies de première fusion. Aucune fonderie de cuivre secondaire autonome couramment en opération n'a pu être identifiée. Toutefois, une portion relativement faible des produits de base de l'installation Horne de la Noranda et, dans une moindre mesure, de son installation Gaspé, est du matériel cuprifère recyclé (Hatch Associates, 1997). Ces fonderies pourraient être classées d'abord comme fonderies de cuivre primaire, mais qui comportent une certaine quantité de fonte secondaire.

Deux fonderies de cuivre/zinc ont également été évaluées. Il s'agit des usines de la Falconbridge à Sudbury et de la Copper Cliff de l'Inco. L'usine de l'Inco produit du cuivre impur aussi bien que des produits de nickel. L'installation de la Falconbridge ne produit que de la matte nickel/cuivre qui est expédiée en

1. Environnement Canada, 1997b.
2. Hatch Associates, 1997.

Norvège pour traitement (Environnement Canada, 1997b). La fonderie de la Falconbridge est traitée dans les présentes évaluations parce que les opérations de Sudbury constituent la première étape du processus de fonte qui mène éventuellement à la production du cuivre.

Des quatre affineries identifiées, trois sont des électroaffineries (CCR de la Noranda, Kidd Creek de la Falconbridge et Copper Cliff de l'Inco) et une est une usine d'électroextraction (Copper Cliff de l'Inco). Pour le reste du présent rapport, les affineries de cuivre Copper Cliff de l'Inco seront traitées comme une seule opération.

Des quatre usines de traitement du zinc, une a recours à EGL et lixiviation (CEZinc de la Noranda), une a recours à ELP sous pression (HBM&S) et deux ont recours aux deux procédés (Trail de la Cominco et Kidd Creek de la Falconbridge). Toutes ne traitent que des concentrés à partir du minerai de zinc et sont donc des usines « primaires ». On n'a trouvé aucune usine de traitement du zinc secondaire au Canada.

2.1.3 Examen des constituants des rejets

Les constituants des rejets dans l'eau examinés dans les présentes évaluations comprennent les contaminants métalliques déjà détectés ainsi que le sélénium (Se), les fluorures, l'ammoniac et le pH (activité de l'ion hydrogène).

Les constituants des émissions dans l'atmosphère qui ont été examinés de plus près sont le SO₂, les matières particulaires (P) et sept métaux (cuivre-Cu, zinc-Zn, nickel-Ni, plomb-Pb, cadmium-Cd, chrome-Cr et arsenic-As⁴). Ces constituants comprennent la plus grande partie (quant à la masse) des substances rejettées dans l'atmosphère par les fonderies et affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc du Canada (par exemple, INRP, 1995, 1996; RMDA, 1995). On a rapporté que les émissions passées d'anhydride sulfureux et de plusieurs de ces métaux des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada ont causé des dommages à l'environnement (par exemple, Sanderson, 1998). Les composés de chrome hexavalent, les composés d'arsenic inorganiques, les composés de cadmium inorganiques et les composés inorganiques du nickel oxygénés et sulfurés qui sont solubles ont été évalués en vertu de la LSIP et jugés toxiques au sens de la LCPE. Il faut cependant signaler que ces évaluations ne visaient pas particulièrement les fonderies et affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc; elles étudiaient toutes les sources de pénétration dans l'environnement de tous les composés et ne remplissent donc pas de leur propre chef le mandat des présentes évaluations. Le dioxyde de carbone (CO₂), l'oxyde nitreux (N₂O) et les composés organiques volatils (COV) sont d'autres constituants des émissions dans l'atmosphère qui sont évalués dans l'évaluation environnementale.

Le mercure (Hg) et, pour au moins une fonderie de cuivre, les dioxines et les furannes, substances détectées dans les émissions dans l'atmosphère provenant des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada n'ont pas été évaluées dans les présentes évaluations (Environnement Canada, 1997b). Bien qu'il soit reconnu que les émissions de ces substances constituent un danger potentiel pour l'environnement et la santé humaine, leur devenir dans l'environnement (y compris les voies d'accumulation dans les organismes) est complexe et incertaine. La décision de ne pas les considérer dans les présentes évaluations était en partie pratique, compte tenu des incertitudes prévues quant à l'estimation de leur devenir dans l'environnement (y compris le transport sur de grandes distances, la bioaccumulation et la biomagnification)⁵. Comme le signale la Section 3.1.1.1.3, cette décision contribue à l'incertitude de l'évaluation globale des risques. Les dibenzodioxines polychlorées et les dibenzofurannes polychlorées faisaient partie de la première Liste de substances d'intérêt prioritaire et ont aussi été jugées toxiques au sens de la LCPE. Le mercure fait également partie de la liste des substances toxiques de la LCPE (Annexe 1). Comme nous l'avons souligné plus haut cependant, ces conclusions ne s'appliquent pas spécifiquement aux fonderies et affineries de cuivre et aux usines de traitement du zinc comme point de pénétration dans l'environnement.

2.2 Pénétration dans l'environnement

En 1998, des questionnaires volontaires ont été envoyés aux responsables de l'industrie pour vérifier et mettre à jour les renseignements courants sur les constituants chimiques des rejets, les quantités (exprimées en taux) de substances rejetées, les conditions des rejets (par exemple, la hauteur des cheminées et les températures), les formes physiques et chimiques des substances rejetées, ainsi que les concentrations dans les flux de déchets (par exemple effluents) et les médias environnementaux près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc au Canada. D'autres renseignements recueillis comprennent la configuration des flux de déchets et la répartition des rejets selon la source pour les installations comptant plus d'une exploitation.

On a généralement utilisé les plus récentes données empiriques disponibles pour une année complète afin de déterminer l'exposition aux métaux et au SO₂. Les données de 1995 ont été utilisées pour la modélisation de la dispersion atmosphérique des métaux et pour la modélisation de la relation source-récepteur du SO₂. Toutes les données empiriques utilisées dans les présentes évaluations sont de 1995 ou d'une année plus récente.

2.2.1 Rejets dans l'atmosphère

2.2.1.1 Anhydride sulfureux

On trouvera plus bas le résumé des renseignements sur les émissions de SO₂ gazeux des installations de cuivre et de zinc. Les données sont de 1995, les plus récentes disponibles au moment de la collecte de l'information. SENES Consultants (1999a) présente plus de détails.

En 1995, près de 99% des émissions de SO₂ des installations de cuivre et de zinc provenaient des fonderies de cuivre, contre 1% qui provenaient des affineries de cuivre et de zinc (voir Tableau 3). Près de 85% des émissions de SO₂ de ces installations provenaient de trois fonderies de cuivre, soit 1) le complexe de fonderies nickel/cuivre de l'Inco à Sudbury, Ontario, 2) la fonderie de cuivre Horne de la Noranda à Rouyn-Noranda, Québec et 3) la fonderie de cuivre HBM&S de Flin Flon, Manitoba. En 1995, les émissions de SO₂ totales provenant des fonderies de cuivre énumérées au Tableau 3 avaient été réduites de plus de 61 % par rapport à celles de 1980, pour un total de 63% pour le secteur industriel des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc. Les émissions des usines de traitement du zinc avaient été réduites de 94%, surtout à cause de l'élimination des émissions de SO₂ de l'usine de traitement du zinc de la HBM&S après 1993. Aucune analyse des tendances des émissions de SO₂ provenant des affineries de cuivre n'était disponible pour cette période parce que le rapport sur les émissions de l'affinerie CCR de la Noranda était incomplet, alors que celui de l'affinerie de l'Inco à Sudbury et celui de la Falconbridge à Kidd Creek étaient intégrées à l'inventaire total des émissions de SO₂ des fonderies qui leur sont associées pour cette période. Bien que certaines données sur les émissions des affineries aient été obtenues pour l'Inco et la Falconbridge (Kidd) (par le biais de communications personnelles avec les exploitants des installations), le fait que le coulage des anodes soit considéré tantôt comme un procédé de fonte, tantôt comme un procédé d'affinage complique leur interprétation.

En 1995, les émissions des installations de traitement du cuivre et du zinc comptaient pour près de 37 % des émissions de SO₂ de sources situées dans l'est du Canada. Toutefois, pour ce qui est de l'ensemble des émissions de SO₂ de l'est de l'Amérique du Nord, la plus grande partie provient des États-Unis puisqu'elle compte pour environ 86 % des émissions totales de l'est de l'Amérique du Nord (Environnement Canada, 1997c). C'est donc dire que, comme groupe, les installations de traitement du cuivre et du zinc sont responsables d'une portion beaucoup plus petite du total des émissions de SO₂ dans l'est de l'Amérique du Nord. Par exemple en 1995, les émissions de SO₂ des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada comptaient pour environ 5 % des émissions totales dans cette région.

Sources des données:

1 Les données présentées sont fondées sur des données non publiées provenant du Système d'inventaire des déversements résiduaires (SIDR, 1995), du rapport annuel du Programme de pluies acides de l'est du Canada (Environnement Canada, 1995) et de renseignements additionnels fournis par les exploitants des usines.

2.2.1.2 Métaux

L'analyse qui suit traite des émissions de métaux en 1995 puisque le modèle de dispersion utilise les données de cette année. On a choisi 1995 parce que c'était l'année la plus récente pour laquelle des données détaillées étaient disponibles au moment du début de la modélisation. Aucune donnée sur la forme chimique ou physique des métaux rejetés n'était disponible, mais on peut avancer que la plus grande partie des rejets de métaux dont il sera question avaient une forme particulaire.

Le Tableau 4 donne le résumé des émissions annuelles totales de Cu, Zn, Ni, Pb, Cd et As rejetées par les installations de traitement du cuivre et du zinc en 1995. Les données de ce tableau sont fondées pour la plus grande partie sur les données du Réseau national de l'INRP pour 1995, complétées par des données provenant directement des gestionnaires des usines. SENES Consultants (2000) présente une analyse plus détaillée de ces émissions.

La quantité totale de métaux traces rejetés par une installation dépend dans une certaine mesure de la concentration de l'élément dans les matériaux bruts que le procédé utilise, de même que du type de procédé utilisé, du taux de production de l'usine et de l'efficacité des appareils de contrôle au point de rejet. Si la fonderie obtient la plus grande partie de ses matériaux bruts de plusieurs opérations minières, la variabilité de concentration d'éléments traces peut donner lieu à de grands écarts des taux d'émission d'éléments traces selon le concentré traité à un moment donné. En outre, pour chaque élément trace, la quantité rejetée par le flux d'éjection dépendra aussi de la température du procédé de fonte ou d'affinage utilisé. Les éléments les plus volatils comme l'As, le Cd, le Pb et le Zn, sont plus susceptibles d'être libérés pendant le processus si la température est élevée que les éléments moins volatils comme le Cu et le Ni. Enfin, la quantité de chaque élément rejeté dépend aussi de l'efficacité des appareils de contrôle des émissions utilisés par chaque usine (par exemple, les multi-cyclones, les dépoussiéreurs électrostatiques ou les chambres de filtres). Pour toutes ces raisons, il n'est pas surprenant que les données du Tableau 4 présentent de grands écarts dans les taux d'émission des usines. Les différences sont de deux ou trois ordres de grandeur pour la plupart des métaux traces au sein de chacune des trois catégories d'installations (soit les fonderies de cuivre, les affineries de cuivre et les usines de traitement du zinc).

Parmi les fonderies de cuivre, l'usine de l'Inco de Copper Cliff était en tête pour les émissions de Cu, de Ni et d'As traces en 1995. La fonderie Horne de la Noranda était bonne deuxième pour le Cu et l'As. Elle était aussi en tête pour les taux d'émission de Zn et de Pb. Le taux d'émission le plus élevé pour le cadmium était rapporté par la fonderie de cuivre de la HBM&S de Flin Flon, suivie de près par la Horne de la Noranda et la Falconbridge de Sudbury.

De même que pour les fonderies de cuivre, les taux d'émission des métaux traces provenant des affineries de cuivre variaient considérablement d'une usine à l'autre. Comme pour le SO₂, (section 2.2.1.1), l'inclusion de la coulée en anodes tantôt parmi les fonderies ou tantôt parmi les affineries complique l'interprétation des données.

Les taux d'émission des métaux traces pour les usines de traitement du zinc varient aussi de deux ou trois ordres de grandeur. Parmi les usines de traitement du zinc, l'affinerie CEZinc de la Noranda avait les taux d'émission de Cu, de Zn, de Pb et de Cd les plus élevés. En fait, le taux d'émission de Zn de cette installation était supérieur aux taux d'émission de toutes les autres installations de traitement du cuivre et du zinc, y compris celles de la fonderie de cuivre Horne de la Noranda. Toutefois, comme l'explique la note du Tableau 4, on pense que les émissions attribuées à l'usine de traitement du zinc de la Cominco, en 1995, ont été fortement sous-estimées. Aux fins de comparaison, les taux d'émission de Zn attribués à l'usine de traitement du zinc de la Cominco pour 1998 ont été estimés à 125 tonnes (communication personnelle avec les exploitants de l'installation), taux supérieur à ceux de toutes les autres installations de traitement du cuivre et du zinc pour 1995. L'usine Kidd Creek de la Falconbridge avait le taux d'émission le plus élevé pour l'As parmi toutes les usines de traitement du zinc et était la seule à rapporter des émissions de Ni, bien qu'à très faible taux. Les émissions de tous les métaux de l'usine de traitement du zinc de la HBM&S étaient très faibles puisque, contrairement aux autres usines, elle n'utilise pas le procédé de grillage à haute température.

ND - Indéterminé; nég. - négligeable

Notes :

1. Les valeurs pour le Cu, le Zn, le Ni, le Pb, le Cd et l'As ont servi à modéliser la dispersion. Le chrome a été pris en compte seulement dans l'évaluation en risque pour la santé humaine. Les données sur les émissions de métaux traces sont fondées surtout sur les données de l'INRP (INRP, 1995) en plus de données fournies par les exploitants des usines. Les chiffres ont été arrondis pour la présentation.
2. Les chiffres sont fondés sur les résultats moyens de deux échantillonnages de la cheminée principale de l'Inco, l'un de 1994, l'autre de 1996. Il faut noter que ces valeurs diffèrent considérablement de celles rapportées à l'INRP en 1995 pour le complexe de la fonderie (Inco rapporte les rejets de l'affinerie de cuivre séparément). Les chiffres de l'INRP (1995) pour le complexe de la fonderie étaient de : Cu-107,04; Zn-15,65; Ni-417,76; Pb-68,23; Cd-ND; As-7,32 tonnes.
3. La Cominco à Trail est une usine combinée qui compte une usine de traitement du zinc et du plomb. Les données de l'INRP regroupent les données sans faire de distinction entre les usines. Par conséquent, les valeurs présentées sont fondées sur les données attribuées à la source fournies par les exploitants des usines en réponse à un questionnaire d'Environnement Canada. On pense que la liste des sources d'émissions fournies pour l'usine de traitement du zinc était incomplète, ce qui a entraîné une sous-estimation des émissions de cette usine. Aux fins de comparaison, des estimations plus précises des émissions de métaux pour l'usine de traitement du zinc de la Cominco en 1998 (communication personnelle avec les opérateurs de l'usine) étaient : Zn-125; Pb-0,36; Cd-0,124; As-0 tonnes. Les exploitants soulignent que les estimations de 1998 sont fondées sur les émissions des sources ponctuelles pour chaque usine (zinc et plomb). Il s'agit là d'une simplification à cause des nombreux flux de recyclage entre les opérations pour le zinc et pour le plomb. Ces chiffres sont donc très incertains.

Sources des données et notes :

1. Données du SIDR (1995). Les valeurs ont été arrondies pour la présentation. La fiabilité de ces données n'ayant pas été établie, certaines d'entre elles sont d'une très grande incertitude.
2. Certaines valeurs comportent des sources associées aux usines et rapportées par elles mais qui ne font pas l'objet des présentes évaluations. Comte tenu de l'incertitude des chiffres, une évaluation plus rigoureuse de l'attribution à la source n'était pas justifiée et, dans certains cas, était écartée.
3. Il faut également noter que les P (majoritairement sous forme de P_2,5) peuvent être formées par la condensation des gaz des fonderies déversés dans l'atmosphère. Par conséquent, l'attribution de P_2,5 dans le milieu fondée sur les émissions pourraient sous-estimer la portion due aux procédés de fonderie.
4. « Cheminée haute », dans les présentes évaluations, veut dire de plus de 30 mètres.
5. Les matières particulaires totales pour l'Inco de Copper Cliff incluent les émissions du complexe de fonderie, la fonderie de cuivre et la fonderie de nickel.

2.2.1.3 Matières particulaires

Le Tableau 5 résume les émissions de matières particulaires totales (PT) pour 1995 des installations de traitement du cuivre et du zinc, données tirées du système d'inventaire des déversements résiduels (SIDR, 1995). Le tableau inclut également les données sur la fraction des matières particulaires de 10 mm ou moins (P₁₀) et celle des matières particulaires de 2,5 mm ou moins (P_2,5).

Ces données indiquent que la fonderie de cuivre de l'Inco à Copper Cliff avait le taux d'émission de PT le plus élevé, avec 7 052 tonnes/année en 1995. Il faut noter que ce total inclut les émissions de PT de l'affinerie de cuivre et de l'affinerie de nickel, ainsi que de la fonderie. La fonderie de cuivre Horne de la Noranda venait au deuxième rang avec 1 339 tonnes/année, suivie par la fonderie de cuivre de la Falconbridge à Sudbury avec 1 181 tonnes/année. Le taux d'émission de PT le plus faible rapporté par les fonderies de cuivre était de 430 tonnes/année à l'installation Gaspé de la Noranda.

Les données sur les PT de deux des trois affineries de cuivre sont intégrées aux émissions de PT des fonderies de cuivre (Inco à Copper Cliff et Kidd Creek de la Falconbridge). Seule l'affinerie CCR de la Noranda est traitée comme affinerie de cuivre distincte avec 7,1 tonnes/année.

Parmi les usines de traitement du zinc, le taux d'émission de PT le plus élevé selon le SIDR (1995) revient aux installations CEZinc de la Noranda et Trail de la Cominco qui toutes deux rejettent environ 150 tonnes/année. Les émissions de PT de l'usine de traitement du zinc Kidd Creek de la Falconbridge n'ont pas été données séparément et sont intégrées aux émissions de la fonderie et de l'affinerie de cuivre de cette installation.

Les émissions de PT du SIDR (1995) sont subdivisées en trois catégories (Tableau 5) :

• sources fugitives - les poussières des routes, de l'érosion éolienne des surfaces exposées et les rejets de la manipulation et de l'entreposage des matériaux sur les lieux;
• sources de faible élévation - les rejets des cheminées de faible hauteur (moins de 30 mètres);
• sources de forte élévation - les rejets de cheminées de plus de 30 mètres.

Ces émissions de PT présentent certaines anomalies. Par exemple, trois fonderies de cuivre rapportent des émissions fugitives estimées identiques de 500 tonnes/année. Ces chiffres ne peuvent qu'être conceptuels et il est peu probable qu'ils soient fondés sur le calcul détaillé des émissions. En outre, les installations de la Noranda et de la Cominco à Trail n'ont rapporté aucune émission fugitive. Ces anomalies, ajoutées au fait que la rapport de masse métaux traces: PT de plusieurs sites semble singulièrement élevé, amènent à interpréter les données du Tableau 5 avec beaucoup de prudence. Il faut noter que certaines incohérences existent entre les installations quant aux relevés de PT et aux émissions de métaux. Parmi les sources rapportées de façon incohérente, il y a les émissions fugitives provenant de la production, de l'entreposage et de la manipulation des concentrés, l'échappement des chambres de filtres et les poussières éoliennes des résidus découverts. SENES Consultants (1999b) présente les détails de l'évaluation des sources d'émissions rapportées par quatre installations de traitement du cuivre et du zinc.

Bien que l'on possède peu de données sur la dimension des matières particulaires rejetées, on pense que les rejets fugitifs étaient relativement grossiers (> 2 mm). Les résultats des travaux préliminaires sur la répartition des dimensions des matières particulaires provenant de la cheminée de la fonderie de l'Inco indiquent qu'elles sont extrêmement fines, 80 % ayant moins de 3 microns (Burnett, 1998).

Les taux d'émission de PT ci-dessus ne tiennent pas compte de la formation secondaire des matières particulaires. Les processus secondaires sont responsables de la formation de matières particulaires (habituellement P_2,5) dans l'atmosphère à la suite de transformations chimiques et physiques des gaz. L'anhydride sulfureux, les oxydes d'azote et les COV contribuent le plus à la formation de P_2,5 (EC/SC, 2000).

2.2.1.4 Dioxyde de carbone, oxyde nitreux, méthane et composés organiques volatils

Le Tableau 6 résume les émissions gazeuses de CO₂, de N₂O, de méthane (CH₄)⁶ et de COV provenant des installations de traitement du cuivre et du zinc. Ces composés sont importants à cause de leur influence sur les effets abiotiques atmosphériques comme les changements climatiques et la formation d'ozone troposphérique.

Comme le mentionne la section précédente, les COV et les oxydes nitreux sont des précurseurs importants dans la formation secondaire de P_2,5. Les émissions totales d'oxyde nitreux provenant des installations considérées dans les présentes évaluations étaient d'environ 1 800 tonnes en 1995 (SIDR, 1995).

2.2.2 Rejets dans l'eau

L'information sur les rejets dans l'eau de l'Affinerie CCR, de l'Affinerie CEZinc et des installations de Trail de la Cominco (CTO) est résumée plus bas. Beak International présente plus de détails (1999).

Les données sur la charge volumique moyenne annuelle des milieux récepteurs des trois usines sont présentées dans le Tableau 7. Les facteurs appliqués à ces moyennes annuelles pour estimer les charges volumiques maximales à court terme (mensuelles et moyenne de quatre jours) sont présentées au Tableau 8. Ces facteurs sont fondés sur des renseignements empiriques sur la charge volumique. Les concentrations des constituants rejetés dans les effluents non dilués sont présentées dans le Tableau 9.

2.2.2.1 Affinerie CCR

Les charges de déchets de métal provenant de la CCR (Tableau 7) sont déversées dans la station d'épuration des eaux usées (SEEU) de la Communauté urbaine de Montréal (CUM) qui, à son tour, les décharge au milieu du chenal du fleuve Saint-Laurent, à l'est de l'île aux Vaches. Environ 7 % du volume des eaux usées de la CCR consiste en de l'eau de fabrication traitée et le reste est de l'eau de refroidissement non traitée tirée du fleuve Saint-Laurent. Le Cu et le Se sont les deux charges les plus importantes quant à la masse. En 1995, ces charges de métal étaient de 0,82 et 3,58 tonnes, respectivement. Les charges de la pluparte des métaux a augmenté considerablement en 1996.

La SEEU de la CUM filtre une grosse partie des charges de la CCR avant de rejeter l'eau dans le fleuve Saint-Laurent. Les taux de filtrage typiques à la SEEU de la CUM ainsi que les charges annuelles totales des métaux pertinents au fleuve Saint-Laurent dans les effluents traités à la SEEU de la CUM sont tirés de Deschamps et al. (1998). Il y a beaucoup d'incertitudes quant au taux de filtrage et aux charges de certains métaux comme l'As et le Se mesurés à la SEEU de la CUM à des concentrations près de la limite de détection analytique.

Toute évaluation subséquente de l'exposition biologique au métal dans le fleuve Saint-Laurent, ainsi que de ses effets sur le biote aquatique, doit être fondée sur les charges de la SEEU de la CUM (et non de la CCR), puisque ce sont là les charges qui sont déversées dans le fleuve Saint-Laurent. Il est cependant important aux fins des présentes évaluations d'établir la contribution proportionnelle que fait la CCR au déversement de métaux dans les effluents de la SEEU de la CUM. Cette proportion est calculée pour chaque métal de la façon suivante :

P_CCR = L_CCR/[(C_CUM/[1 - R_CUM])*Q_CUM]

où :

• P_CCR = contribution proportionnelle de la CCR (fraction),
• L_CCR = charge de métal de la CCR vers la SEEU de la CUM (mg/s),
• R_MUC = taux de filtrage des métaux de la SEEU de la CUM (fraction),
• C_CUM = concentration de métal dans les effluents de la SEEU de la CUM (mg/L), et
• Q_CUM = volume des effluents de la SEEU de la CUM (L/s).

NR - Émissions non rapportées

Sources des données et notes :

1. Données obtenues du Système d'inventaire des déversements résiduels (SIDR, 1995).
2. Afin de faciliter l'interprétation de leur influence potentielle sur les changements climatiques, les chiffres pour le N₂O et le CH₄ ont été convertis en équivalents de CO₂ au moyen de multiplicateurs de réchauffement global potentiel de 310 et 21, respectivement (Jaques et al., 1997).

La contribution proportionnelle que la CCR fait à la charge de métaux des effluents de la SEEU de la CUM déversés dans le fleuve Saint-Laurent (Tableau 7) est de l'ordre de 0,1 % pour les métaux comme le Cd et le Cr, d'environ 1 % pour le Cu et le Ni, de 10 % pour l'As et de près de 100 % pour le Se.

La plus grande partie des métaux déversés à l'exutoire de la SEEU de la CUM sont soit dissous, soit adsorbés. On considère que le déversement de métal total est disponible pour l'agglomération avec les solides en suspension dans les eaux réceptrices et contribue d'autant à l'exposition du biote aquatique.

Les variations temporelles des charges de la SEEU de la CUM sont incertaines puisqu'aucune donnée n'est disponible sur la moyenne mensuelle ni sur la charge quotidienne.

2.2.2.2 Affinerie CEZinc

Les charges de métal et d'ammoniac provenant de la CEZinc (Tableau 7) sont déversées dans le canal de Beauharnois dans le fleuve Saint-Laurent. Environ 4 % du volume des eaux usées sortant de la CEZinc est de l'eau de fabrication traitée et le reste est de l'eau de refroidissement non traitée tirée du canal Beauharnois. L'ammoniac, le Zn et le Se sont les trois charges les plus importantes des effluents combinés, quant à la masse. En 1995, ces charges étaient de 24,0, 3,24 et 2,5 tonnes respectivement. Des changements de procédé apportés en 1999 ont amené des réductions importantes des charges de Se par rapport aux niveaux de 1995.

L'effluent des eaux de fabrication traitées (UNA) et l'effluent des eaux de refroidissement (Principal) étaient déversés à deux endroits distants d'environ 1 km dans le canal Beauharnois, mais ils sont maintenant déversés ensemble (ou le seront sous peu) au site de l'effluent Principal. Aux fins de l'évaluation de l'exposition biologique aux constituants de l'effluent dans le canal, ainsi que de leurs effets sur le biote aquatique, les deux effluents sont considérés ensemble comme un seul effluent ayant un seul exutoire. Cela entraîne une charge ponctuelle plus importante, des concentrations plus faibles au point de rejet et une dilution de champ proche plus lente qu'avec l'exutoire UNA distinct.

La quasi totalité de l'ammoniac déversé à la CEZinc sera dissoute et la plus grande partie des métaux sera déversée sous forme dissoute ou adsorbée (labile). Toutefois, près de 5 à 10 % du zinc sera déversé sous forme de matières particulaires très fines d'oxyde ou d'hydroxyde de métal. Cette conclusion tient à l'observation que la CEZinc a faite qu'environ 60 % du Zn de l'effluent UNA n'est pas dissout. Avec une moyenne de 13 mg/L de solides en suspension, on s'attend à ce que 15 % du Zn soit adsorbé selon les coefficients de distribution (Beak International, 1999), mais les 45 % de Zn restant de l'effluent UNA aura une association plus étroite aux matières particulaires. Il est peu probable que les matières particulaires d'oxyde de métal formées pendant le processus de grillage se dissolvent après avoir été déversées. Les matières particulaires d'hydroxyde de métal formées pendant le processus de traitement des eaux seront dissoutes plus tard, mais lentement. On considère que 20 % ´45 % = 9 % de la charge totale de Zn aura cette forme relativement inerte. On suppose que seule la partie de la charge estimée sous forme dissoute ou adsorbée (91 %, Tableau 9) est disponible pour s'agglomérer avec les solides en suspension dans les eaux réceptrices et, donc, contribuera à l'exposition du biote aquatique.

Les variations temporelles de la charge de métal de la CEZinc (Tableau 8) sont établies à partir des données mensuelles combinées de 1995 pour la plupart des métaux et des données quotidiennes disponibles pour le Zn seulement. Les moyennes mensuelles maximales des charges sont de 1,7 à 6,2 fois la moyenne annuelle, selon le métal. Le facteur pour les charges moyennes sur 4 jours seraient supérieures.

Taux de charge annuels des constituants de l'effluent (tonnes/année)

Sources des données :

1. SIDR (1995, 1996) et données du CCR de la Noranda.
2. Deschamps et al. (1998) et (a) ci-dessus.
3. SIDR (1995, 1996) et données de la Noranda pour CEZinc.
4. SIDR (1995, 1996) et données de la Cominco, installations de Trail.
5. Cominco, installations de Trail, données sur la charge volumique et l'écoulement des égouts.

Sources de données et notes :

1. Données de Noranda-CEZinc (1995).
2. Données de Cominco, installations de Trail (1998).
3. Majoré par une alerte au thallium en avril 1998.

2.2.2.3 Installations de Trail de la Cominco (CTO)

La CTO comporte des opérations d'affinage de zinc et de plomb ainsi qu'une usine d'engrais chimiques. Il existe trois exutoires d'effluent principaux combinés qui contribuent à la charge chimique du fleuve Columbia, ainsi qu'un canal de drainage d'une ancienne décharge qui se déverse dans Stoney Creek. La plus grande partie des eaux de drainage de la décharge déversées dans Stoney Creek sont maintenant collectées et traitées.

Notes :

1. Pourcentage de la concentration totale dissoute, plus la portion particulaire adsorbée, selon le K_d et les solides en suspension dans l'effluent.
2. Les moyennes annuelles sont fondées sur des échantillons combinés hebdomadaires (Deschamps et al., 1998). Les concentrations moyennes maximales mensuelles et de quatre jours ont été estimées à partir de la charge et de l'écoulement moyens maximum mensuels et de quatre jours pour la période correspondante.
3. Concentrations calculées selon la charge annuelle (INRP) ÷ décharge annuelle, établie à partir d'échantillons hebdomadaires combinés analysés dans deux effluents. Les concentrations moyennes maximum mensuelles et de 4 jours ont été estimées à partir de la charge moyenne maximum mensuelle ou de 4 jours pour la période correspondante.
4. Concentrations calculées selon la charge quotidienne moyenne (données de Cominco) ÷ décharge moyenne quotidienne.

Figure 1 Carte de Trail, C.-B., présentant l'emplacement des exutoires et des lieux d'échantillonage prélevés utilisés pour l'évaluation des rejets dans l'eau de l'usine de la Cominco

L'exutoire combiné IV (C-IV) et Stoney Creek sont les plus en amont (Figure 1). L'exutoire C-IV, associé à l'usine d'engrais chimiques, est la principale source d'ammoniac, mais une source mineure de charges de métal. Stoney Creek constitue une source majeure de charges de métal.

L'exutoire combiné III (C-III), à environ 1,3 km en aval de C-IV, est surtout associé au traitement du zinc. Il constitue une source d'ammoniac et une source majeure de métaux et de fluorures (Tableau 7). L'exutoire C-II, 0,8 km plus en aval, inclut les contributions des opérations de lixiviation du sulfure de zinc ainsi que des opérations de plomb et d'autres. Il constitue aussi une source majeure de métaux.

Un rejet d'étang (C-I) a déjà existé plus en aval, surtout associé au traitement du plomb, et constituait une source très mineure de charges de métal. Ce point de rejet n'existe plus.

Les charges récentes (1998) de la CTO, et plus précisément des exutoires C-II et C-III,
sont résumées dans le Tableau 7 avec les charges de 1995 et 1996 rapportées à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP, 1995, 1996) pour toute la CTO. Les charges moyennes de 1998 des exutoires C-II et C-III ont servi pour représenter les exploitations de fonte et d'affinage du zinc de la CTO dans les présentes évaluations.

La proportion de la charge attribuée aux opérations sur le zinc (Tableau 7) a été estimée pour chaque métal et chaque exutoire selon une évaluation des contributions en unités toxiques des divers égouts à chaque exutoire (Duncan et Antcliffe, 1996). Pour l'exutoire C-II, seul l'égout #6 est associé aux opérations sur le zinc (il draine l'usine de lixiviation du sulfure de zinc et l'usine de traitement du cadmium). Quant à C-III, tous les égouts qui y contribuent sont associés aux opérations sur le zinc, sauf pour les contributions de l'usine de traitement des eaux usées qui ont été attribuées aux opérations sur le zinc et le plomb à partir des venues de ces secteurs (60 % provenant des opérations sur le zinc). Le Tableau 7 montre que la plus grande partie des charges (77 - 99 % pour les métaux) est liée aux opérations sur le zinc, alors que pour C-II, la proportion s'étend de 25 - 91 %, selon le métal.

La quasi totalité de l'ammoniac et des fluorures de la CTO est déversée sous forme dissoute. Toutefois, une partie importante de la charge de métal, surtout le Zn et le Pb, n'est pas déversée sous forme dissoute selon l'analyse des échantillons d'effluents filtrés et non filtrés. Avec la moyenne de 2 - 3 mg/L de solides en suspension de ces échantillons, on peut s'attendre à ce que près de 5 % de certains métaux soient adsorbés selon les coefficients de distribution (Beak International, 1999), mais cela ne rend pas compte de toute la portion non dissoute. Ainsi, la portion non dissoute peut être composée d'une partie importante d'oxydes et d'hydroxydes de métal ou d'autres formes relativement inertes. On a considéré que seule la portion de la charge estimée sous forme dissoute ou adsorbée (comme le montre le Tableau 9) était disponible pour s'agglomérer avec les solides en suspension dans les eaux réceptrices et, donc, contribuerait à l'exposition du biote aquatique.

Les variations temporelles des charges de produits chimiques de la CTO (Tableau 8) sont établies à partir des données quotidiennes de 1998 pour tous les produits chimiques. Les charges mensuelles moyennes s'étendent de 1,2 - 3 fois la moyenne annuelle, selon le métal et l'exutoire. Les charges moyennes sur quatre jours peuvent atteindre 2,2 - 6,8 fois la moyenne annuelle, selon le métal et l'exutoire.

2.3 Exposition

2.3.1 Émissions dans l'atmosphère

Pour les rejets dans l'atmosphère, l'exposition est quantifiée tant en concentrations dans le milieu ambiant qu'en taux de dépôts atmosphériques. Les résultats des contrôles empiriques et des calculs sur un modèle sont présentés lorsqu'ils sont disponibles.

2.3.1.1 Anhydride sulfureux

2.3.1.1.1 Devenir d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère

La conversion du SO₂ rejeté dans l'atmosphère, traitée rapidement ici, fait l'objet d'une étude plus détaillée dans SENES Consultants (1999a).

La conversion du SO₂ en sulfate (SO₄^2-) et les retombées subséquentes sont régies par une série complexe d'interactions qui comportent le transport et la diffusion (ou dispersion), la chimie en phase gazeuse et en phase aqueuse, la météorologie, la physique des nuages ainsi que les processus d'entraînement sec et humide. Les études sur le terrain des taux d'oxydation dans les nuages laissent croire que les mécanismes d'oxydation en phase aqueuse convertissent beaucoup plus rapidement le SO₂ en SO₄^2- que les réactions en phase gazeuse. L'oxydation en phase aqueuse du SO₂ dans l'atmosphère peut se produire dans l'eau des nuages et du brouillard, dans l'eau de pluie, dans les gouttelettes déliquescentes en aérosol à humidité relative élevée et dans la surface liquide du film superficiel condensé sur les matières particulaires en aérosol (Radojevic, 1992).

Les sulfates résultant de l'oxydation du SO₂ prennent souvent la forme d'une fine matière particulaire (P_2,5). Par exemple, pour les échantillons prélevés dans 14 postes urbains du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) de 1986 à 1994, une moyenne de 17 % à 95 % des P_2,5 prélevées à chaque poste étaient composées de SO₄^2- (Brook et al., 1997, résumé dans EC/SC, 2000).

Selon Hidy (1994), les modèles de concentration du SO₂ tendent à se conformer à la distribution observé des concentrations de SO₄^2- (comme polluant secondaire) dans l'atmosphère et l'eau de pluie, à cette différence près que le SO₄^2- est distribué plus largement et uniformément que le SO₂ à cause du temps requis pour la transformation du SO₂ en SO₄^2- atmosphérique (environ 1 journée) et pour l'entraînement efficace du SO₄^2- par les précipitations.

Les concentrations régionales de SO₄^2- atmosphérique présentent des comportements épisodiques liés aux anticyclones stagnants (Hidy, 1994). En général, les fortes concentrations de SO₄^2- dans l'est de l'Amérique du Nord sont associées à des températures et une humidité absolue élevées, à une pression atmosphérique et des vents modérément faibles et à de fortes concentrations d'ozone qui indiquent un potentiel d'oxydation élevé. C'est ainsi que la variabilité spatiale d'une année à l'autre des épisodes de niveaux élevés de SO₂ et de SO₄^2- est étroitement liée à la trajectoire et à la fréquence des anticyclones migrateurs. Les épisodes de niveaux élevés de SO₄^2- peuvent se produire en toutes saisons et sont positivement liés à la température, sauf en hiver alors que les basses températures associées aux inversions de température près de la surface et à la faible ventilation peuvent aussi provoquer des épisodes de forte pollution par le SO₄^2-. Dans l'est de l'Amérique du Nord, les épisodes régionaux de SO₄^2- durent souvent jusqu'à 5 jours, mais les événements prolongés peuvent s'étendre à 11 jours. Des études de surveillance faites dans l'est du Canada suggèrent que 60 - 70 % des retombée humides annuelles totales de SO₄^2- peuvent être déposées lors d'un seul épisode (Environnement Canada, 1997c).

À  l'opposé, les facteurs critiques pour les retombées sèches sont la concentration de SO₂ dans l'atmosphère très près de la surface et la capacité de cette surface de « capturer » les polluants qui entrent en contact avec elle (Hicks, 1992). Un cycle circadien fort et un lien intrinsèque avec les concentrations dans l'atmosphère ambiant caractérisent les taux de retombées sèches. Très peu de retombées se produisent la nuit, alors que la fréquence et l'intensité des épisodes de forte pollution atmosphérique caractérisent les taux élevés de retombées diurnes. Des études récentes sur les retombées sèches suggèrent qu'en moyenne, les retombées sèches comptent pour 25 % des retombées totales (sèches et humides) de soufre, bien que l'estimation de la quantité de retombées sèches demeure très incertaine (Environnement Canada, 1997c). En outre, l'importance relative de la contribution des retombées sèches aux retombées totales de soufre varie selon les saisons, et l'importance relative des retombées humides par rapport aux retombées sèches varie selon les endroits. Les retombées sèches sont relativement plus importantes que les retombées humides dans les régions proches des sources majeures, alors que les retombées humides dominent dans les régions plus éloignées de ces sources, ce qui révèle l'importance des processus de transport à grande distance. De la totalité du soufre déversé dans l'est de l'Amérique du Nord, on estime que le tiers de la quantité annuelle moyenne des émissions anthropiques de soufre retombe sous forme humide dans l'est de l'Amérique du Nord, alors que les deux tiers retombent sous forme sèche ou sont transportés en dehors de cette région.

2.3.1.1.2 Concentrations d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère

La présente section décrit brièvement les méthodes analytiques et statistiques utilisées pour estimer les concentrations d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère des postes de surveillance situés près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc. On y décrit également la démarche utilisée pour les attributions à la source. Les Tableaux 10, 11 et 12 résument les données qui en résultent sur les concentrations d'anhydride sulfureux dans l'atmosphère de ces postes.

Méthodes de surveillance : La surveillance des niveaux de SO₂ ambiant est effectuée au moyen d'instruments comme les détecteurs fluorescents. Ces instruments fonctionnent de façon continue ou à fréquence élevée d'échantillonnage, une lecture par minute, par exemple. On fait la moyenne des signaux du détecteur sur une période de temps donnée (habituellement de 5 à 15 minutes) et ces valeurs sont enregistrées. On fait alors la moyenne des niveaux enregistrés sur des périodes de temps plus longues (habituellement une heure et 24 heures) pour déterminer si les niveaux prévus par le permis et les règlements provinciaux sont respectés.

Source et analyse des données : Les données utilisées dans les présentes évaluations provenaient généralement des exploitants d'usines sous forme de moyennes sur une heure. Ces moyennes sur une heure servaient ensuite au calcul des concentrations moyennes de SO₂ ambiant sur 24 heures et sur un mois. Les concentrations ambientes moyennes pour le cycle végétatif ont généralement été calculées à partir des moyennes mensuelles. Le cycle végétatif couvre la période d'avril à octobre. Les moyennes sur une heure et sur le cycle végétatif ont servi à évaluer le risque pour l'environnement, et les moyennes sur 24 heures, le risque pour la santé humaine.

Évaluation sur l'environnement : L'interprétation des valeurs sous le seuil de détection (« non détectées ») est un problème important dans l'analyse des données sur le SO₂ ambiant pour deux raisons. D'abord, près 98 % des données peuvent être des concentrations non détectées et elles exercent alors une grande influence sur les moyennes temporelles. Ensuite, la plupart des contrôles sont effectués pour assurer que les seuils relativement élevés sur une courte période ne soient pas dépassés. Par conséquent, les contrôles sont effectués, ou les données sont enregistrées, à des niveaux de sensibilité moindre que ceux qui pourraient être significatifs pour l'étude de l'exposition chronique.

La façon normale de rectifier les valeurs non détectées est de les établir à la moitié de la limite de détection. Cela revient à considérer que les valeurs non détectées sont distribuées également entre zéro et la limite de détection. Les limites de détection pour les données des présentes évaluations s'étendaient de 0,5 à 50 mg/m³. Le fait d'établir les valeurs non détectées à la moitié de la limite de détection aurait augmenté certains estimés de la concentration saisonnière moyenne de près de 25 mg/m³, ce qui aurait eu pour effet de dépasser les concentrations seuil produisant des effets chroniques sur les organismes de l'environnement à cause des concentrations non détectées. Par conséquent, seules les valeurs non détectées dont la limite de détection était inférieure à 3 mg/m³ ont été rectifiées à la moitié de la limite de détection. La seule exception était une usine ayant plusieurs détecteurs dont la limite de détection était de 13mg/m³. Les valeurs non détectées de ces détecteurs ont été rectifiées à la moitié de le limite de détection parce que le pourcentage des valeurs non détectées était faible et avait donc une faible incidence sur les moyennes saisonnières.

Moyenne des concentrations de SO₂ pendant le cycle végétatif aux postes de surveillance à  proximité des installations de production de cuivre et de zinc

1. À l'exception des trois postes de surveillance indiqués Falconbridge-Sudbury, toutes les données pour la région de Sudbury ont été fournies par le MEO (courtoisie de D. Racette, Région du Nord). Toutes les autres données ont été fournies par les compagnies. À remarquer toutefois que certains postes de surveillance ne sont pas opérés par les compagnies, notamment le poste opéré par le MEF à Gaspé et le poste Robson près de Trail de la Cominco opéré par l'usine de pâtes et papiers locale
2. Le nombre total de mesures renvoie au nombre de valeurs moyennes sur une heure utilisées pour calculer la moyenne du cycle végétatif.
3. Les concentrations moyennes du cycle végétatif qui dépassent la valeur estimée d'aucun-effets (VESEO) (10 µg/m³) sont en caractères gras. Celles qui dépassent la valeur critique de toxicité (VCT) (21 µg/m³) sont en caractères gras soulignés. Ces concentrations seuil produisant un effet font l'objet de la Section 2.4.1.1.1.
4. Pour les données provenant de la HBM&S, de la Cominco et du MEO (région de Sudbury), les valeurs inférieures à la limite de détection ont été corrigées à ½ la limite de détection. Les données pour la Noranda-Gaspé, la Noranda-Horne et Falconbridge-Kidd Creek ont été corrigées pour des erreurs de limite de détection au moyen de la méthode statistique décrite dans le texte. Les données de deux postes de surveillance à Kidd Creek n'ont pu être évaluées de cette façon à cause du manque de mesures. En plus, les données de la Falconbridge-Sudbury étaient insuffisantes pour permettre la correction à la limite de détection. Par conséquent, on présente les plages à l'intérieur desquelles on s'attend à ce que ces moyennes s'inscrivent. Les données de la Noranda-CEZinc n'ont pas été corrigées parce que la limite de détection était assez basse (0,5 µg/m³).

Concentrations moyennes de SO₂ sur une heure pendant le cycle végétatif aux postes de surveillance situés près des installations de production du cuivre et du zinc

1. À l'exception des trois postes de surveillance de la Falconbridge à Sudbury, toutes les données de la région de Sudbury proviennent du MEO (gracieuseté de D. Racette, Région du Nord). Toutes les autres données proviennent de chacune des compagnies. À remarquer que dans certains cas cependant, les postes de surveillance sont exploités par des organisations autres que les compagnies. Ceux-ci sont le poste exploité par le MEF-à Gaspé et le poste Robson près de la Cominco-Trail qui est exploité par une usine de pulpe et parier locale.
2. Le nombre de moyennes sur une heure qui dépassent la VESEO (450 µg/m³) sont indiquées en caractères gras. Celles qui dépassent la VCT (900 µg/m³) sont en caractères gras et soulignés. Ces concentration seuil produisant un effet sont traitées dans la section 2.4.1.1.1.
3. Pour la Falconbridge de Sudbury, seules les données résumées qui présentaient le nombre de dépassements des 650 µg/m³ étaient disponibles.

Résumé annuel des concentrations de 24 heures de SO₂ dans l'air ambiant près des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada

1. Zonage: Rs=résidentiel, Ru=rural, Co=commercial, In=industriel.
2. La valeur moyenne arithmétique a été calculée en substituant la moitié de la limite de détection pour les échantillons qui ne contenaient aucun niveau détectable de SO₂. Cette substitution affecte la valeur calculée de façon marquée lorsque les limites de détection sont relativement supérieures et les concentrations ambiantes relativement faibles. L'effet de cette substitution était minime pour la plupart des postes et n'a affecté la valeur moyenne que de moins de 30 % pour tous les postes sauf ceux marqués par un « 2 » en exposant.
3. La plage de concentrations correspond à la recommandation pour la qualité de l'air pour l'Europe de l'OMS d'une concentration moyenne sur 24 heures de SO₂ de 125 µg/m³ (OMS, 2000).
4. Bien que la HBM&S comporte une fonderie de cuivre et une usine de traitement du zinc, elle a été intégrée aux fonderies de cuivre puisqu'on n'a rapporté aucun rejet dans l'atmosphère pour l'usine de traitement du zinc.
5. Données du MEO (gracieuseté de D. Racette, Région du Nord).
6. Pour la région de Sudbury, l'emplacement des postes est indiqué pour la Falconbridge (F) et l'Inco (I).

La rectification des valeurs non détectées pour l'estimation de l'exposition chronique (cycle végétatif) au moyen de données de détecteurs ayant une limite de détection plus élevée a été effectuée comme suit. Elle inclut tous les détecteurs des usines de la Falconbridge-Kidd, Noranda-Horne et Noranda-Gaspé qui avaient une limite de détection de 25-50mg/m³. Les moyennes saisonnières de ces sites ont été estimées au moyen d'une méthode statistique (El-Shaarawi, 1989; El-Shaarawi et Esterby, 1992) qui comportait : l'ajustement des valeurs détectables à une distribution statistique, l'utilisation de cette distribution pour estimer les concentrations des valeurs de l'échantillon sous la limite de détection et enfin, le calcul de la moyenne à partir des concentrations détectées et estimées. La distribution Weibull décrivait le mieux les données (El-Shaarawi, 1999). Elle a la forme :

F(x) = 1 - Exp{-[(x - x₀)/k]^m}

pour laquelle x₀ est la concentration du contexte

régional⁷ qui est de 2,6 mg/m³ (Linzon, 1999), et « m » et « k » sont des paramètres d'ajustement pour la forme et l'échelle, respectivement. CED (2000) fournit plus de renseignements sur les méthodes utilisées.

Le Tableau 10 présente les concentrations moyennes du cycle végétatif. Le pourcentage des concentrations supérieures à la limite de détection (« détectées en % ») est également indiqué. Les concentrations en caractères gras sont supérieures à la valeur estimée sans effet observé (VESEO) (10 mg/m³) et celles en caractères gras soulignés sont supérieures à la valeur critique de la toxicité (VCT) (21 mg/m³) pour la végétation sensible. Ces effets sont traités dans la section 2.4.1.1.1. Les concentrations moyennes sur une heure sont présentées dans le Tableau 11. On indique dans ce tableau, le nombre de moyennes sur une heure qui s'insèrent dans les plages de concentrations définies mesurées pendant la période du cycle végétatif. Les intervalles de concentration présentés correspondent à la VESEO aiguë (450 mg/m³) et à la VCT (900 mg/m³) pour la végétation sensible (traitées dans la section 2.4.1.1.1). CED (2000) fournit une description plus détaillée de ces données et de leur interprétation.

Évaluation sur la santé : L'évaluation sur la santé a été établie à partir des données de toute l'année, plutôt que celles du cycle végétatif seulement. Le résumé des statistiques pour les moyennes sur 24 heures pour l'année la plus récente pour laquelle des données avaient été fournies sont résumées dans le Tableaux 12 pour toutes les usines sauf pour la CCR de la Noranda qui n'a fourni aucune donnée. Pour chaque poste, le tableau présente la moyenne arithmétique et la concentration maximale d'anhydride sulfureux pour l'année la plus récente pour laquelle des données avaient été fournies, de même que l'identité, l'emplacement et le genre de poste (par exemple, résidentiel), ainsi que le nombre d'échantillons. Le tableau présente également pour chaque poste la fréquence des échantillons avec les concentrations dans les diverses plages correspondant aux 125 mg/m³ des recommandations pour la qualité de l'air pour le SO₂ de l'OMS. (OMS, 1987, 2000).

Les concentrations moyennes arithmétiques du Tableau 12 ont été calculées en considérant qu'elles étaient la moitié de la limite de détection pour les échantillons qui ne contenaient pas de quantité détectable d'anhydride sulfureux. Mais cette hypothèse peut affecter considérablement les moyennes lorsque les limites de détection sont relativement élevées (comme c'est le cas pour Kidd Creek de la Falconbridge, HBM&S, Gaspé et Horne de la Noranda) et les concentrations ambiantes relativement faibles. Les cas dont les valeurs moyennes sont affectées par cette hypothèse pour plus de 30 % sont indiqués dans le tableau.

Près des usines qui comptent plusieurs postes de surveillance, la moyenne arithmétique 24 heures des concentrations de SO₂ augmente généralement en fonction de la proximité des usines. En outre, le niveau moyen d'anhydride sulfureux à presque tous les postes est élevé par rapport au niveau des endroits éloignés ou ruraux qu'on évalue à 5 mg/m³ ou moins (FPACAQ, 1987; Linzon, 1999; OMS, 2000). Comme l'indique le tableau, ces niveaux élevés dépassent aussi les recommandations pour la qualité de l'air (période de 24 h) pour l'anhydride sulfureux de l'OMS (125 mg/m³).

Attribution à la source : Le Tableau 10 et le Tableau 11 comportent une colonne intitulée « attribution à la source fondée sur les émissions ». Ces attributions sont fondées sur le pourcentage de la contribution de chaque opération aux émissions totales d'une installation. En liant l'attribution à la source aux concentrations détectées, on considère que la contribution de chaque source aux concentrations mesurées de SO₂ est proportionnelle à ses émissions. Pour les usines qui ne comptent qu'une fonderie et une affinerie de cuivre ou une usine de traitement du zinc, on peut attribuer 100 % des émissions de SO₂ à ces sources. Mais pour les usines combinées comme celles de Sudbury, de Kidd Creek ou de Trail, plusieurs exploitations différentes peuvent contribuer aux émissions totales de SO₂. Pour ces sources combinées, le pourcentage de la contribution de chaque exploitation étudiée à la totalité SO₂ des émissions de l'installation a été estimée de la façon suivante :

• Les installations de l'Inco et de la Falconbridge sont toutes deux dans la région de Sudbury. Comme elles partagent un même bassin d'air, les résultats de la surveillance des niveaux de SO₂ ambiant sont influencés par la présence des deux installations. Celle de l'Inco comporte une fonderie de nickel/cuivre, une affinerie de cuivre et une affinerie de nickel, alors que celle de la Falconbridge-Sudbury ne compte qu'une seule fonderie de nickel/cuivre. L'attribution à la source a été faite au moyen d'un ensemble de données sur les émissions pour 1995, tirées de MacLatchy (1996) et d'une communication personnelle avec les exploitants de l'installation de l'Inco. Faute de données sur les émissions de l'affinerie de nickel de l'Inco, on a considéré que, comme celles de l'affinerie de cuivre de l'Inco, elles étaient négligeables. On n'a apporté aucun changement majeur de procédé à ces deux installations depuis 1995.
• L'installation de Kidd Creek de la Falconbridge comporte une fonderie de cuivre, une affinerie de cuivre, une usine de traitement du zinc et un concentrateur. L'attribution à la source a été faite à partir des données sur les émissions de 1995 fournies par la Falconbridge. On n'a apporté aucun changement majeur de procédé à cette installation depuis 1995.
• L'installation de Trail de la Cominco comporte une fonderie de plomb et une usine de traitement du zinc. La partie des émissions attribuable à l'usine de traitement du zinc est établie à partir des données sur les émissions de 1998 fournies par la Cominco (communication personnelle avec les exploitants de l'usine). Ces données révèlent les changements importants de procédé qui ont été apportés à cette installation en 1996.
• L'installation de la HBM&S à Flin Flon comporte une usine de traitement du zinc et une fonderie de cuivre. L'usine de traitement du zinc n'émet aucun SO₂ à cause du procédé utilisé. Toutes les émissions de SO₂ détectées sont donc attribuées à la fonderie de cuivre et c'est à ce titre qu'elle est présentée dans les Tableaux 10 et 11.

Fait à remarquer, ces attributions ne tiennent aucun compte des contributions de fond (naturelles, régionales, locales - définitions dans le renvoi 7 en bas de la page 39) aux concentrations mesurées. Cette omission peut être importante pour certaines installations qui comportent de sources majeures d'émissions de SO₂ qui ne font pas l'objet des présentes évaluations (par exemple, l'usine de plomb de Trail de la Cominco). Les détails des calculs pour l'attribution à la source sont présentés dans CED (2000).

2.3.1.1.3 Retombées atmosphériques

Les retombées de sulfates dans les régions sensibles aux acides de l'est du Canada et les émissions de SO₂ des installations de cuivre et de zinc canadiennes qui leur sont associées font l'objet d'une brève présentation dans le présent document et d'une présentation plus détaillée dans SENES Consultants (1999a).

Plusieurs études ont tenté d'évaluer les effets à moyenne échelle des émissions de SO₂ relativement fortes de la fonderie de cuivre de l'Inco de Sudbury. Chan et al. (1984) ont analysé les concentrations de soufre et de métaux traces choisis de l'air ambiant et des précipitations dans un rayon de 40 km de Sudbury pendant la période de la mi-1978 à la mi-1980. Les concentrations sous le vent de sulfates dans les précipitations et de SO₂ dans l'air ambiant étaient beaucoup plus fortes que les concentrations contre le vent, jusqu'à un ordre de grandeur dans le cas du SO₂. Toutefois, on estime que les émissions de SO₂ de la fonderie de l'Inco est responsable de moins de 20 % des retombées humides de soufre total pendant les précipitations dans un rayon de 40 km de Sudbury. En outre, on estime que le rapport retombées humides-retombées sèches est de 0,39, ce qui indique que l'ordre de grandeur des retombées sèches est le même que celui des retombées humides pendant les précipitations. Keller et Carbone (1997) ont étudié le changement des concentrations de sulfates dans les eaux des lacs pendant une période de 20 ans, du milieu des années 1970 au milieu des années 1990, par rapport aux réductions des niveaux d'émission de soufre des fonderies de la région de Sudbury. L'étude révèle que bien que les concentrations globales de sulfates dans les lacs de la région de Sudbury aient été réduites de beaucoup à cause de la réduction des niveaux d'émission de soufre de 1970 à nos jours, la relation entre les concentrations actuelles de sulfates et la distance des fonderies demeure très forte. Keller et Carbone ont conclu que l'estimation actuelle de la contribution de « Sudbury », passant de 54 % à 10 km à 30 % à 100 km de Sudbury, comporte sans doute une composante résiduelle importante provenant des retombées de soufre historiques entreposées dans le bassin hydrographique. Cet effet résiduel constituera un facteur important du rythme de récupération des écosystèmes lacustres à la suite des baisses futures des émissions de SO₂. Bien que les programmes passés de réduction des émissions de SO₂ aient eu un effet positif sur les niveaux de sulfates des eaux des lacs, les niveaux résiduels de soufre des retombées historiques pourraient ralentir le rythme de récupération même si d'autres programmes venaient réduire encore ces émissions.

L'évaluation des retombées acides à l'échelle régionale est établie au moyen de modèles informatiques parce que le SO₂ peut être transporté à de grandes distances de sa source. Il existe deux types de modèles de transport à grande distance : 1) les modèles dynamiques globaux qui intègrent les processus physiques et chimiques, modèles mieux adaptés aux études épisodiques à court terme et 2) les modèles semi-empiriques, informatiquement plus efficaces et moins coûteux, mieux adaptés à l'évaluation des effets à long terme des retombées.

Par la modélisation globale, on tente d'intégrer toutes les connaissances disponibles sur les processus des constituants. Compte tenu de la quantité de données ainsi que des ressources informatiques et humaines nécessaires à l'élaboration et à l'application de ce type de modèles, ils ne servent que de façon épisodique. Ils sont justement appropriés aux concentrations régionales de sulfates puisque celles-ci ont des comportements épisodiques liés aux anticyclones stagnants. Cependant, les simulations de retombées épisodiques ne satisfont pas nécessairement toutes les spécifications de l'estimation des effets des émissions parce que ces dernières intéressent surtout les niveaux moyens de retombées annuelles. Plusieurs calculs d'agrégation sont ensuite utilisés pour déterminer le taux des retombées annuelles totales et, ainsi, l'effet cumulatif des événements de retombées acides de l'année.

Pour éviter le recours aux modèles globaux, on peut appliquer des techniques semi-empiriques pour décrire l'oxydation, le transport et les processus de retombées. Pour les méthodes semi-empiriques, on considère qu'on ne doit tenir compte que de l'effet net des processus individuels pour obtenir un modèle du processus global. Ces méthodes consistent en équations simplifiées qui décrivent les interactions entre les processus simplifiés.

Le recours aux relations source-récepteur est un exemple d'une technique semi-empirique pour le calcul des retombées acides en Amérique du Nord. Le modèle source-récepteur est une méthode simplifiée pour mettre les changements des concentrations ambiantes ou retombées de polluants en relation avec les changements des émissions. Ces modèles sont établis à l'aide de « matrices de passage » qui reposent sur l'hypothèse que la concentration totale ou la retombée d'un polluant d'un poste récepteur est la somme des contributions partielles, chacune étant proportionnelle aux émissions d'une source ou d'un groupe de sources d'une région. La matrice de passage est donc une expression mathématique du lien atmosphérique entre le modèle de transport atmosphérique à grande distance et de transformation chimique, le niveau de concentration ambiante ou de retombée, et les émissions d'un groupe de sources ou de régions sources précises. Bien que les matrices de passage puissent être élaborées au moyen de techniques de modélisation globale pour établir les relations source-récepteur, dans les applications qui en sont faites on considère que les relations demeurent stables de sorte qu'il n'est pas nécessaire de recourir aux modèles globaux pour chaque analyse.

Deux modèles de ce type ont servi à l'évaluation des émissions de SO₂ des usines de production de cuivre et de zinc du Canada pour le présent rapport. Le premier est le modèle intégré d'évaluation (MIE), élaboré pour aider à l'évaluation des effets écologiques de sites récepteurs choisis dans l'est de l'Amérique du Nord à la suite des changements des émissions de SO₂ sur le continent (Environnement Canada, 1997c). Le MIE est un ensemble de modèles conçus pour étudier l'ensemble complet du système de retombées acides - des émissions de précurseurs acides jusqu'aux effets sur les eaux, les forêts, l'agriculture, la visibilité, la faune, les matières et la santé. Pour le moment, le modèle peut servir à effectuer des calculs rapides sur les effets des changements des émissions de SO₂ régionales sur les retombées humides de sulfate à un nombre limité de sites récepteurs choisis. Les émissions de SO₂ sont regroupées en un total de 40 régions sources : 15 au Canada et 25 aux États-Unis. On a recours à la matrice de passage du module source-récepteur du MIE pour évaluer la moyenne annuelle des retombées humides de sulfate total à 15 sites récepteurs dans l'est de l'Amérique du Nord.

Le deuxième modèle utilisé a recours aux matrices source-récepteur élaborées en 1996 par SENES Consultants Limited à partir du modèle MESOPUFF II. Le modèle MESOPUFF II a servi à élaborer une unité de matrices de passage source-récepteur pour 375 sources ponctuelles d'émissions de SO₂ dans l'est de l'Amérique du Nord dont 248 récepteurs ponctuels sont en Ontario, au Québec et dans les provinces Maritimes. (SENES Consultants, 1996a). Ces matrices de passage ont été créées pour appuyer le projet « SO₂ Emission Abatement Strategies and Economic Instruments » d'Environnement Canada.

Les relations source-récepteur du MIE sont établies à partir des analyses plus détaillées de la modélisation du transport à grande distance faites au moyen du modèle de transport à grande distance SEA (Olson et al., 1983). Par conséquent, aux fins de la présente analyse, ils est raisonnable de penser que le modèle MIE est fondé sur une modélisation de la transformation et du transport plus fiable et que ses résultats offrent une prévision plus précise des taux de retombées humides de sulfates à comparer aux charges critiques, que les résultats tirés du modèle MESOPUFF II. C'est pour cette raison qu'on utilisera les résultats du MIE pour le reste de l'évaluation. On trouvera dans SENES Consultants (1999a) une comparaison des résultats obtenus à l'aide du MIE et du modèle MESOPUFF II, ainsi qu'une analyse de leurs mérites relatifs.

La contribution des émissions de SO₂ provenant des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc du Canada aux retombées humides de sulfates dans l'est du Canada a été calculée à partir des niveaux d'émission du Tableau 3. L'analyse a été effectuée dans des groupes de lacs (Algoma, Ontario; Sudbury, Ontario; Montmorency, Québec et Kejimkujik, Nouvelle-Écosse) conformément à d'autres évaluations de l'effet des contrôles de SO₂ sur les retombées de sulfates achevées récemment (Environnement Canada, 1997c, d; Lam et al., 1998; Jeffries et al., 1999). Les contributions proportionnelles des émissions⁸ de chaque installation aux retombées humides de sulfates dans les quatre groupes de lacs ont été évaluées au moyen d'une matrice source-récepteur MIE. Toutefois, comme le modèle MIE ne compte aucun récepteur à Sudbury, on a ajouté le récepteur MIE le plus près (Muskoka, Ontario).

On estime que les fonderies de cuivre produisent 95 % à 97,5 % des retombées humides de sulfates de ces sites provenant des usines de production de cuivre et de zinc du Canada, ce qui s'apparente à leur part dominante des émissions de SO₂ totales provenant des installations de cuivre et de zinc comme groupe source. Dans la perspective de la contribution de chacune des installations, les retombées humides de sulfates de ce secteur industriel sont dominées par les émissions de SO₂ provenant de trois fonderies de cuivre : la fonderie Copper Cliff de l'Inco à Sudbury, la fonderie de cuivre HBM&S de Flin Flon et la fonderies de cuivre Noranda-Horne. On estime que ces trois fonderies sont collectivement responsables des portions suivantes de retombées humides de sulfates (par rapport aux émissions de SO₂ de toutes les usines de production de cuivre et de zinc au Canada) :

• 85 % à Algoma, Ontario,
• 87 % à Montmorency, Québec et
• 76 % à Kejimkujik, Nouvelle-Écosse.

Plus à l'est, l'importance des émissions provenant de la fonderie de Flin Flon diminue et celle des fonderies de cuivre de la Falconbridge près de Sudbury et de la Noranda-Gaspé augmente. Cette dernière fonderie produit environ 14 % des retombées humides de sulfates de ce secteur industriel à Kejimkujik, alors que la fonderie de la Falconbridge produit 7 % à 8 % des retombées humides de sulfates totales des usines de production de cuivre et de zinc. Le niveau des retombées à Sudbury n'a pas été calculé faute d'un récepteur acceptable pour le modèle MIE.

L'analyse indique que les émissions de SO₂ qui provenaient des usines de production de cuivre et de zinc (des fonderies de cuivre en particulier) en 1995 constituaient une source importante de sulfates humides par rapport aux autres sources canadiennes d'émissions de SO₂. Le Tableau 13 résume ces résultats. À Algoma et Montmorency, la contribution de ce secteur industriel de 0,572 kg/ha/a et de 1,611 kg/ha/a respectivement, au taux des émissions de 1995, représentent environ 30 % des retombées humides de sulfates moyennes provenant de toutes les sources anthropiques canadiennes pour la période de 1990-1993. À Kejimjujik, la contribution de ce secteur industriel a été faible et représentait environ 14 % de celle des sources anthropiques canadiennes de 1990-1993.

Toutefois, par rapport à toutes les sources d'émissions de SO₂ en Amérique du Nord, l'importance relative des retombées humides de sulfates provenant des usines de production de cuivre et de zinc canadiennes est de beaucoup inférieure. Au taux des émissions de 1995, on estime que ces installations comme groupe source produisent 3 % des retombées humides de sulfates de sources anthropiques à Algoma, 9 % à Montmorency et 2 % à Kejimkujik. Bien que les sources de l'est du Canada ne produisent que 14 % des émissions de SO₂ totales dans l'est de l'Amérique du Nord, l'est du Canada n'en reçoit pas moins 41 % des retombées de sulfates humides totales (Environnement Canada, 1997c). La modélisation du transport à grande distance et les données de surveillance suggèrent que les sources américaines produisent près de 90 % à 95 % des retombées de sulfates dans les parties de l'extrême sud de l'Ontario, la proportion attribuable à ces sources diminuant à mesure qu'on s'éloigne de la frontière (Groupe de travail sur les émissions acidifiantes, 1997). Par conséquent, bien que les usines de production de cuivre et de zinc constituent une source importante de retombées de sulfates de sources canadiennes, leur contribution aux retombées acides de toutes les sources nord-américaines est considérablement plus faible. En outre, bien que la contribution des grosses fonderies de cuivre, comme celles de Sudbury, aux retombées de sulfates totales soit beaucoup plus élevée dans un rayon de 100 km de l'installation (Keller et Carbone, 1997), le pourcentage de la contribution de ces installations, tant individuellement que collectivement, est beaucoup plus faible à l'échelle de la région de l'est du Canada.

1. Les pourcentages dans la section sur les sources de SO₂ en Amérique du Nord indiquent la fraction de la contribution aux retombées humides de sulfates de toutes les sources nord-américaines. Les valeurs ne totalisent pas 100 % à cause des chiffres arrondis.
2. Les pourcentages dans la section des sources canadiennes de SO₂ évaluées indiquent la fraction de la contribution aux retombées humides de sulfate de toutes les sources anthropiques nord-américaines.

1 Les valeurs sont établies à partir du contenu en sulfates réactifs non filtrés des échantillons de retombées humides collectés par le MEO.

Il vaut la peine de comparer les concentrations des retombées estimées au moyen du MIE (Tableau 13) avec celles de la méthode empirique. Les taux de retombées humides établis selon la quantité de sulfates mesurée dans des échantillons prélevés par le Ministère de l'environnement de l'Ontario (MEO) sont présentées dans le Tableau 14. Le taux de retombées humides de sulfates de 22,9 kg/ha/a établi pour Muskoka au moyen du MIE s'apparente bien aux données empiriques des retombées de sulfates pour les années 1990 à 1993 aux trois postes situés près de Muskoka (étendue de la moyenne des postes - 16,4-19,5 kg/ha/a). Le taux de 17,5 kg/ha/a du MIE pour Algoma s'apparente aussi très bien au taux moyen de 24,1 kg/ha/a mesuré au poste de Turkey Lake situé dans la région d'Algoma. On doit souligner le fait que ces résultats de surveillance représentent les retombées à un seul endroit alors que le MIE évalue les retombées moyennes sur des régions relativement étendues au sein desquelles les variations locales peuvent être considérables. Le Tableau 14 donne aussi les taux de retombées de sulfates pour 1995, l'année sur laquelle sont fondés les taux de retombées marginales de sulfate.

2.3.1.2 Métaux

2.3.1.2.1 Devenir des métaux dans l'atmosphère

Les métaux provenant des fonderies et affineries de cuivre et des usines de traitement du zinc sont généralement rejetés dans l'atmosphère sous forme de matières particulaires. On peut diviser les rejets en ceux provenant de sources fugitives ou des cheminées basses et ceux provenant des cheminées hautes.

Pour ce qui est des rejets provenant des cheminées, les matières particulaires fugitives sont assez grossières et retombent généralement près du point d'origine. On s'attend à ce que la forme chimique des matières particulaires retombées soit très semblable à celle des matériaux sources à cause du bref temps de transport.

Le devenir des substances provenant des rejets de cheminées dépend de leur nature chimique et physique et de divers facteurs liés au site, notamment la hauteur de la cheminée, la vitesse des rejets, la topographie de surface et les conditions météorologiques locales, comme la vitesse et la direction du vent et la fréquence des précipitations. Les métaux associés aux matières particulaires fines en suspension peuvent être transportés sur des distances relativement grandes avant de retomber.

Bien que les données de tests récents effectués sur les émissions des cheminées de l'installation de l'Inco (Burnett, 1998) montrent qu'environ 80 % de ces émisions (quant à la masse) étaient des P fines (<3 mm), les résultats d'études antérieures sur le panache de fumée de la Falconbridge et de l'Inco de Sudbury, effectuées par Chan et Lusis (1986) et Chan et al. (1983), suggèrent que les métaux comme le Cu et le Ni se présentent surtout en matières particulaires grossières (c.-à-d. de 2,5 mm ou plus) ayant un diamètre médian massique supérieur à 9 mm. Par ailleurs, ces auteurs rapportent que d'autres métaux traces comme le Pb, le Zn et l'As se présentaient le plus souvent (mais pas toujours) sous forme de fines matières particulaires (de moins de 2,5 mm) et avaient un diamètre médian massique de près de 1 mm. Les résultats pour le Cd (et le Cr) variaient d'un échantillon à l'autre, mais le Cd était plus susceptible de se présenter sous forme de matières particulaires fines. Les courbes de distribution cumulée des matières particulaires de Cu grossières indiquent qu'environ 60 % à 95 % ou plus du Cu se présentait sous forme de matières particulaires de plus de 2,5 mm. Les résultats des courbes de distribution cumulée pour d'autres métaux traces n'ont pas été rapportés. On ignore dans quelle mesure les résultats de ces études antérieures reflètent les conditions actuelles.

On n'a trouvé aucune donnée sur la spéciation ou la biodisponibilité des métaux dans l'atmosphère canadien contaminé par les émissions des fonderies ou des affineries. Le peu de données provenant de fonderies et d'affineries de cuivre et de zinc d'autres pays indiquent que la plupart des métaux sont rejetés sous forme de matières particulaires d'oxydes, et de sulfides et de sulfates, ou les deux (Eatough et al., 1979; Harrison et Williams, 1983, Whytes et al., 1984). Dans l'atmosphère, les oxydes peuvent réagir avec l'acide sulfurique pour former des sulfates plus solubles (Franzin et al., 1979; Zwozdziak et Zwozdziak, 1986). On s'attend à ce que les substances sulfatées soient relativement biodisponibles, justement à cause de leur solubilité.

Comme on le verra plus loin de façon plus détaillée, les métaux retombent de l'atmosphère selon des processus de retombées humides et sèches. Ils peuvent donc s'accumuler dans divers médias, dont les sols de surface, les eaux lacustres et les sédiments. Les concentrations des métaux déposés dans ces médias diminuent généralement de façon exponentielle à la distance de la source. On rapporte que le rayon d'enrichissement local provenant des rejets passés des fonderies et affineries canadiennes -par rapport aux concentrations de référence -varie de quelques dizaines de kilomètres à plus de 100 km, selon le site, le média et le métal à l'étude (John et al., 1976; Glooschenko et al., 1986; Zoltai, 1988; Dumontet et al., 1990).

2.3.1.2.2 Retombées atmosphériques -méthode empirique

Voici une brève description des données de surveillance utilisées pour estimer les retombées annuelles de métal soluble. Suivent des descriptions des méthodes utilisées pour estimer les attributions à la source, les fractions solubles dans l'eau des métaux retombés et les retombées de fond régionales de métal. CED (2000) présente des notes plus détaillées sur le traitement des données.

Retombées de poussières : La surveillance des retombées de poussières comporte l'exposition d'un bac ouvert contenant un média de collecte à l'air ambiant pour une période de temps donnée. Le média de collecte est souvent de l'eau mais peut être un autre liquide (un mélange alcool/eau, par exemple) pendant les mois d'hiver. Le temps d'exposition est généralement de 28 à 30 jours. On analyse ensuite le contenu en métal total du matériel recueilli.

Les bacs à retombées de poussières servent à mesurer les retombées totales puisqu'on y recueille tant les retombées lors des précipitations (retombées humides) que les matières particulaires entraînées par la force de la gravité (retombées sèches). Toutefois, l'efficacité de ces collectes pour les matières particulaires d'un micron ou moins est limitée et les résultats de la surveillance des retombées de poussières peuvent porter à sous-estimer quelque peu les retombées totales. Ce genre de collecte est habituellement faite près des installations, là où la plus grande partie des retombées est constituée de retombées par gravité de matières particulaires grossières déposées par gravité.

Toutes les données de surveillance des retombées de poussières sont présentées sous forme de taux de retombées totales (masse/région/temps). La surveillance étant habituellement continue, les résultats des échantillons de poussières d'un même poste peuvent être additionnés sur une période d'un an. Les taux de retombées solubles annuelles sont alors calculés avec les fractions appropriées pour la solubilité des métaux.

Les résultats de la surveillance des retombées de poussières sont présentés dans le Tableau 15. On note généralement que les taux annuels de retombées diminuent avec la distance aux installations. On peut remarquer les taux élevés des retombées de Cu, de Zn, de Pb et de Cd en particulier. Aucun échantillonnage des retombées de Ni n'a été effectué près des installations. Les concentrations en caractères gras sont supérieures à la charge critique 25 % et celles en caractères gras soulignés sont supérieures à la charge critique 50 %. Ces concentrations seuil produisant un effet seront analysées à la section 2.4.1.1.3.

Retombées sèches des matières particulaires en suspension totales (PST). La surveillance des PST comporte la collecte de P par filtrage de l'air ambiant. On effectue dette tâche au moyen d'échantilloneurs d'air à haut volume qui servent à filtrer l'air à des taux de 1 000 à 1 500 L/min. L'échantillonnage dure habituellement 24 heures et est effectué une ou deux fois par semaine. On analyse ensuite le contenu métallique total des filtres, ce qui permet de déterminer la concentration de métaux dans l'air. Le MEO utilise la surveillance constante d'échantillons d'air à faible volume. L'air passe continuellement à travers les filtres à un taux d'environ 2L/min et ceux-ci sont changés tous les 28 jours.

On appelle « retombées sèches » les matières particulaires qui se posent par gravité sur le sol ou sur les eaux. Le calcul des taux de retombées sèches à partir de la mesure des concentrations de PST dans l'air requiert l'application d'une vitesse de dépôt qui décrit la vitesse de descente d'une particule de grosseur « typique ». On a eu recours à une vitesse de 0,2 cm/s aux fins de la présente étude. C'est la vitesse qui a servi au Réseau de mesure des dépôts atmosphériques (RMDA) pour établir le taux des retombées sèches sur les Grands Lacs dont on trouvera une explication dans Hoff et al. (1996). Ces derniers ont signalé que la vitesse de dépôt est fonction du format de la particule, de la croissance hygroscopique de l'aérosol, de la vitesse du vent et de l'humidité. En particulier, la vitesse de dépôt effective de 0,2 cm/s est dérivée d'un rapport de masse de 1,5:1 petite particule à grosse particule, pour des matières particulaires « petites » et « grosses » ayant un diamètre d'environ 0,5 mm et 5 mm, respectivement.

1. Les données pour Butler Park (Cominco) proviennent du ministère de l'Environnement de la C.-B.(gracieuseté de E. Tradewell, Air Resources). Toutes les autres données proviennent des compagnies. Butler Park et Tadanac (Cominco) sont exploitées par le MOE de C.-B. Les postes de surveillance sont énumérés par ordre de distance à l'installation, sans égard à la direction.
2. Les valeurs en caractères gras égalent ou dépassent le 25e percentile de la charge critique. Celles en caractères gras et soulignés dépassent le 50e percentile de la charge critique. Cela est fondé sur la comparaison avec les charges critiques des eaux interstitielles pour la Noranda-Gaspé, Noranda-CEZinc et Cominco-Trail, et avec les charges critiques des eaux interstitielles ou de surface les plus sensibles pour la Noranda-Horne et la Falconbridge-Kidd Creek. Ces concentrations seuil produisant un effet sont traitées dans la section 2.4.1.1.3.
3. Les limites de détection pour le Cd étant proches des charges critiques utilisées dans les présentes évaluations, les résultats pour le Cd inférieurs à la limite de détection ont été rectifiés à la moitié de la limite de détection avant le calcul des retombées annuelles. On a constaté que cela n'avait qu'un effet relativement mineur sur les valeurs des retombées solubles finales (différences de 10 %-20 %).

Des données sur la grosseur des matières particulaires dans la cheminée provenant de la cheminée principale de l'Inco à Sudbury (Burnett, 1998) indiquent qu'environ 15 % (quant à  la masse) des P étaient de moins de 1 mm, 65 %, de 1 à 3 mm et les 20 % restant étaient de plus de 3 mm. Cela concorde assez avec les rapports de masse retenus pour le calcul de la vitesse de dépôt utilisés dans la présente étude. Cependant, cela ne tient pas compte des matières particulaires provenant de sources fugitives qui ont tendance à être plus grosses et à se poser plus rapidement. La valeur de 0,2 cm/s a été calculée pour de grandes régions (les Grands Lacs) situées à une certaine distance des sources d'émission et son application peut sous-estimer de façon significative l'importance des retombées sèches près des sources d'émission, des sources fugitives en particulier.

Une fois le taux de retombées sèches estimé, on peut l'additionner avec le taux de retombées humides mesuré séparément afin d'obtenir un taux de retombées totales. Toutefois, les données sur les retombées humides sont rarement disponibles. Dans ce cas, on peut estimer les retombées totales en appliquant aux retombées sèches un facteur qui soit représentatif du rapport retombées « typiques » totales:retombées sèches. On a utilisé deux démarches pour estimer ce que devait être ce facteur.

La première démarche était fondée sur les données des postes de surveillance du MEO qui disposent de détecteurs de retombées humides seulement (décrits plus bas) et de détecteurs de PST. À partir de ces données, on a calculé les pourcentages de retombées totales (somme des retombées sèches et humides) dues aux retombées sèches présentés dans le Tableau 16 pour chaque métal. Les résultats présentés sont établis à partir des taux moyens annuels de retombées calculés sur plusieurs années de données pour sept postes situés en deçà de 100 km des usines de production de cuivre ou de zinc. On voit d'après ces résultats que les retombées sèches représentent habituellement 20 % à 25 % des retombées totales aux postes situés en deçà de 100 km des sources. La plupart des postes de surveillance sont situés à quelques kilomètres au moins des installations. Par conséquent, la proportion de matières particulaires grossières provenant de sources fugitives sera vraisemblablement faible. On pense donc que ces pourcentages sont assez précis pour les retombées se produisant à une certaine distance des sources d'émissions.

La deuxième démarche était fondée sur des données des postes des compagnies qui disposaient de bacs à PST et de bacs à retombées de poussières. Pour ces postes, le pourcentage de retombées sèches calculé en divisant les retombées sèches, calculées à partir des PST, par les retombées totales, établies à partir des retombées de poussières. Ces résultats sont également présentés dans le Tableau 16 pour les sept postes disposant des deux types de surveillance (cinq postes de la Cominco, un poste de la Noranda-CEZinc, un poste de la Noranda-Gaspé). La plupart de ces postes sont situés près des sources d'émission. Six des sept postes considérés sont situés entre 0,8 et 4,3 km des fonderies, le septième à 10,5 km de la source. En général, les pourcentages obtenus au moyen de cette démarche sont un peu inférieurs à ceux estimés à partir des données du MEO (voir Tableau 16), le pourcentage moyen des retombées sèches pour les différents métaux étant de 14 %.

Il est probable que les deux démarches sous-estiment la contribution des retombées sèches aux retombées totales près des sources d'émission. La première démarche était fondée sur les retombées plus éloignées des sources, là où les matières particulaires plus grossières ne représentent qu'une faible partie des PST. Quant à la deuxième, la vitesse de dépôt de 0,2 cm/s est trop faible pour rendre compte des matières particulaires grossières qui représentent une partie importante des PST près des sources.

Après analyse de ces données, un facteur (rapport retombées totales:retombées sèches) de 4, établi à l'aide de la première démarche, a été appliqué afin d'estimer les retombées totales à partir des retombées sèches, ce qui correspond à une portion de 25 % de retombées sèches. L'estimation de la proportion de retombées sèches au moyen de la deuxième démarche s'étend de 6 % à 27 %, soit un facteur de 4 à 17. On n'a pas utilisé ce facteur puisqu'il a été établi à partir d'un nombre restreint d'échantillons et présente des variations trop fortes. On a donc établi que le rapport retombées totales:retombées sèches de 4 choisi est le facteur le plus faible pouvant être appliqué aux retombées sèches afin de les estimer, et qu'il est très probable que ce facteur sous-estimera les retombées totales, notamment les plus proches des sources d'admissions.

1 La valeur des erreurs associées est l'écart-type de l'échantillon. Les chiffres entre parenthèses représentent le nombre de valeurs (poste de surveillance-années) dont on a fait la moyenne.

Le Tableau 17 présente les taux de retombées calculés à partir des données de surveillance des PST. Tous ces contrôles étaient périodiques, sauf ceux des postes du MEO (Inco-Copper Cliff). Pour chaque métal, la moyenne de toutes les concentrations mesurées dans l'air sur une période d'un an a été convertie en taux de retombée avec une vitesse de dépôt de 0,2 cm/s. On a ensuite calculé le taux de retombées sèches solubles au moyen de la fraction appropriée à la solubilité du métal. On a enfin appliqué le facteur 4 pour obtenir un estimation des retombées solubles totales, présentée sous la colonne « est. totales » du Tableau 17.

Comme pour les résultats des retombées de poussières du Tableau 15, on remarque que les taux de retombées calculés à partir des PST (Tableau 17) ont la même tendance à diminuer en fonction de la distance à l'installation et qu'ils sont élevés pour le Cu, le Zn, le Pb et le Cd, en particulier. On remarque aussi que la comparaison des valeurs des deux tableaux à la même distance des sources révèle que les taux de retombées estimés à partir des données des PST sont presque toujours plus faibles que ceux mesurés au moyen des échantillons de retombées de poussières.

Retombées humides + retombées sèches : Outre les PST, à partir desquelles on peut estimer les retombées sèches, le MEO et le programme RMDA surveillent les retombées « humides seulement ». Les détecteurs humides seulement collectent les retombées dans des bacs munis de couvercles. L'appareil est muni de détecteurs qui mesurent l'humidité et activent un mécanisme d'ouverture du couvercle lorsqu'il pleut ou qu'il neige. Le détecteur est chauffé pour éviter que le couvercle ne reste ouvert après la fin de la précipitation.

Retombées de métaux solubles à proximité des installations de production de cuivre et de zinc ¹ - établies à partir des échantillons de matières particulaires en suspension totales

1. Toutes les données ont été fournies par les compagnies, sauf pour les exceptions suivantes : Inco (toutes les données fournies par le MEO - gracieuseté de D. Racette, Région du Nord); HBM&S (données pour le Provincial Building et l'école Creighton fournies par le MOE du Manitoba - gracieuseté de B. Krawchuk, Air Quality Management); CCR (Données fournies par Environnement Canada - gracieuseté de A. Germain, Région du Québec, et l'Association des industries de l'est de Montréal -AIEM - gracieuseté de P. Frattolillo).
2. À cause des données disponibles, dans certains cas, on a utilisé des périodes de 12 mois autres que l'année civile. Cela inclut : HBM&S (10/8/97 au 9/8/98 pour le Provincial Building et l'école Creighton; 17/8/96 au 16/8/97 pour l'école Ruth Betts et le Centoba Park) et la CCR (26/7/96 au 25/7/97 pour le Edward Rivet Civic Centre). Étant donné les données d'échantillonnage limitées pour 1996, les niveaux de retombées de l'Inco à Sudbury sont établies à partir de la moyenne des niveaux de 1995 et 1996.
3. Les estimations des retombées totales ont été établies en appliquant un facteur de 4 aux retombées sèches calculées. Cela a été fait avant que les valeurs soient arrondies pour la présentation.
4. Les valeurs en caractères gras égalent ou dépassent le 25e percentile de la charge critique. Celles en caractères gras et soulignés dépassent le 50e percentile de la charge critique. Cela est fondé sur la comparaison avec les charges critiques des eaux interstitielles pour la Noranda-Gaspé, Noranda CCR, Noranda-CEZinc et Cominco-Trail, et avec les charges critiques des eaux interstitielles ou de surface les plus sensibles pour la Noranda-Horne, HBM&S, Falconbridge-Sudbury, Inco-Copper Cliff et la Falconbridge-Kidd Creek. Ces concentrations seuil produisant un effet sont traitées dans la section 2.4.1.1.3.
5. Les limites de détection pour le Cd étant proches des charges critiques utilisées dans les présentes évaluations, les résultats pour le Cd inférieurs à la limite de détection ont été rectifiés à la moitié de la limite de détection avant le calcul des retombées annuelles.
6. Pour l'ensemble des données du MEO, les valeurs inférieures à la limite de détection pour tous les métaux ont été rectifiées à la moitié de la limite de détection.

La surveillance des retombées humides est continue. On a additionné toutes les données obtenues sur une période d'un an et les totaux ont été normalisés sur une année complète pour rendre compte de toute donnée manquante. Ces valeurs ont ensuite été converties en taux de retombées annuelles (mg/m²/a), additionnées aux taux de retombées sèches pour l'année correspondante et converties en taux de retombées solubles totales annuelles par l'application du facteur de solubilité approprié à chaque métal.

Le Tableau 18 présente les données du MEO en sommes de retombées humides et sèches pour la région de Sudbury. On n'a utilisé les données du RMDA que pour le calcul des retombées de fond de métal de la région (qui seront traitées plus bas).

Manteau de neige : La Commission géologique du Canada (CGC) a effectué la surveillance des métaux dans les échantillons du manteau de neige près de la fonderie Horne de la Noranda pendant l'hiver 1997-1998. Des échantillons de neige ont été collectés sur une période de trois jours à 82 endroits, la plupart à des intervalles de 3 km sur trois transects, s'étendant jusqu'à 50 km au sud, au nord-est et au nord-ouest de la fonderie. On a laissé les échantillons fondre à basse température (4 ° C), puis on les a filtrés à l'aide de membranes de 0,45 mm, séparant ainsi les fractions dissoutes et particulaires. Le contenu métallique de chaque fraction a été analysé ce qui a permis d'établir les taux de retombées. Kliza et al. (2000) présentent une description détaillée de la collecte et de l'analyse des échantillons.

Retombées de métaux solubles à proximité des installations de production du cuivre et du zinc - fondées sur les échantillons de retombées du manteau de neige et combinées (« humides plus sèches »)