ARCHIVÉE - Matières résiduaires imprégnées de créosote - LSIP1

Environnement Canada
Santé Canada
1994
ISBN : 0-662-98213-4
No de catalogue : MAS En40-215/13-F

Loi canadienne sur la protection de l'environnement

Table des matières

Liste des tableaux

  • Tableau 1 Sommaire des concentrations maximales de HAP dans les lieux de stockage et de traitement du bois au Canada
  • Tableau 2 Concentrations de certains HAP dans les organismes vivants de lieux contaminés par la créosote au Canada et aux États-Unis
  • Tableau 3 Sommaire des concentrations seuils des effets apparents des HAP fixés par sorption sur les sédiments marins ainsi que des concentrations des HAP observées à l'installation de Northern Wood Preservers, à Thunder Bay (Ontario), en 1988

Avis aux lecteurs

La créosote, comme pesticide, n'a pas été évaluée dans le présent rapport. À ce titre, elle est assujettie à la Loi sur les produits antiparasitaires, et son statut réglementaire en tant qu'agent industriel de préservation du bois fait présentement l'objet d'une réévaluation (cf. Avis A92-02 : Réévaluation des agents industriels de préservation du bois, Agriculture Canada, Direction générale de la production et de l'inspection des aliments, 2 juillet 1992). Dans le cadre du processus de réévaluation des pesticides, Environnement Canada et Santé Canada évalueront les effets potentiels des utilisations de la créosote comme pesticide sur l'environnement et la santé humaine

Synopsis

La créosote est utilisée au Canada comme agent à usages industriels intensifs dans la préservation des traverses de chemins de fer, du bois de construction des ponts, des pieux et du bois de charpente de grosses dimensions. Elle est constituée de centaines de composés, dont le groupe le plus important est celui des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Dans la présente évaluation, la substance appelée «matières résiduaires imprégnées de créosote» englobe les produits résiduaires créosotés et les lieux contaminés par la créosote. Les produits résiduaires créosotés sont des matériaux ligneux traités à la créosote en instance d'élimination (vieilles traverses de chemins de fer, vieux poteaux de lignes, etc.), tandis que les lieux contaminés par la créosote sont constitués de sols, d'eau ou de matériaux contaminés du fait de l'utilisation, de la fabrication, du stockage, du transport ou du déversement de la créosote.

Les traverses de chemins de fer constituent le volume le plus important des produits résiduaires créosotés au Canada. Les grandes sociétés ferroviaires en déclassent 4,5 millions chaque année (450 000 m3 de bois). On estime que cette quantité équivaut à 20,2 x 106 kg de créosote, et que 90 % des traverses déclassées sont réutilisées. Chaque année, on rejette donc en gros 2,02 x 106 kg de créosote dans les traverses de chemins de fer mises au rebut. D'autres produits résiduaires créosotés sont engendrés quand on déclasse les quais, les brise-lames, ainsi que les ponts et les chevalets de chemins de fer. On n'a pas trouvé d'études qui permettraient de déterminer si les produits résiduaires créosotés pourraient nuire à l'environnement.

Pour de nombreux lieux contaminés par la créosote, on ne possède pas d'estimation des quantités de créosote usée qui pénètrent dans l'environnement canadien. Toutefois, dans la plupart des lieux sur lesquels on a effectué des relevés hydrogéologiques, on a découvert de fortes quantités de créosote usée dans le sol, les eaux souterraines et, parfois, les eaux de surface. On estime à 256 000 m3 le volume des sols modérément et fortement contaminés dans 11 installations de créosotage abandonnées ou en exploitation au Canada. il s'est avéré que la créosote usée pénètre dans le sol, les eaux souterraines et les eaux de surface de 24 lieux contaminés par la créosote dans toutes les provinces, sauf l'Île-du-Prince-Édouard. Dans plusieurs de ces lieux, les eaux souterraines ont été gravement contaminées. Les organismes benthiques et l'état général de l'écosystème aquatique près d'une installation importante de traitement du bois de Thunder Bay, en Ontario, ont souffert de l'accumulation de créosote usée à la surface des sédiments. Le nombre des invertébrés benthiques fragiles [trichoptères (phryganes) et plécoptères (perles)] était réduit de façon significative sur environ 1 km de distance du côté sud de la rivière Bow, en aval d'une autre installation importante de traitement du bois de Calgary. Ces espèces avaient cédé la place aux gastropodes (escargots) et aux diptères (tipules), espèces moins fragiles. La créosote usée et des HAP présents dans cette dernière ont été décelés dans les sédiments d'eau douce près d'usines canadiennes de créosotage du bois, à des concentrations supérieures à celles qui exercent de graves effets sur les organismes marins et dulcicoles. De fortes corrélations ont été établies entre, d'une part, la présence de HAP dans des matières résiduaires imprégnées de créosote trouvées dans les sédiments d'Eagle Harbor, dans l'État de Washington, et de la rivière Elizabeth, en Virginie, et, d'autre part, les concentrations de HAP dans les tissus de poissons de ces deux milieux aquatiques et les tumeurs du foie observées chez ces poissons.

Il n'y a pas suffisamment d'informations pour estimer l'exposition des humains aux constituants de la créosote usée dans les matières résiduaires imprégnées de créosote. En outre, on n'a pas trouvé d'informations sur les effets qu'exercent les matières résiduaires imprégnées de créosote sur l'environnement essentiel pour la vie humaine. Par conséquent, un examen détaillé visant à déterminer si ces matières sont toxiques au sens des alinéas 11b) et 11c) de la LCPE n'a pas été intégré dans la présente évaluation.

Produits résiduaires créosotés

Par conséquent, à la lumière des données disponibles, il n'est pas possible de déterminer si les matières provenant des produits résiduaires créosotés par lixiviation (c.-à-d. les vieilles traverses de chemins de fer et les vieux poteaux de lignes) pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en quantité ou en concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement.

Lieux contaminés par la créosote

Par conséquent, à la lumière des données disponibles, les matières provenant des lieux contaminés par la créosote pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en quantité ou en concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement.

1.0 Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (LCPE) exige que le ministre de l'Environnement et le ministre de la Santé établissent et publient la 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 toxiques au sens de l'article 11 de la Loi, qui prévoit 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;

  2. mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie humaine;

  3. constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Les substances jugées toxiques au sens de l'article 11 peuvent être inscrites à l'annexe I de la Loi. On peut ensuite envisager d'élaborer des règlements, des directives ou des codes de pratiques 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, le stockage et le transport.

L'utilisation de la créosote comme agent de la préservation du bois à usage industriel intensif est, au Canada, assujettie à la Loi sur les produits antiparasitaires, administrée par Agriculture Canada. La loi ne couvre pas, cependant, l'élimination des produits résiduaires provenant de l'utilisation de cette substance ou l'exploitation des installations de créosotage. La substance appelée «matières résiduaires imprégnées de créosote» a été ajoutée à la Liste des substances d'intérêt prioritaire, qui a été dressée en vertu de la LCPE, en raison du potentiel de contamination de l'environnement découlant de la production de matières résiduaires dans les installations de créosotage du bois ou de la mise au rebut de produits ligneux créosotés.

Pour les besoins de la présente évaluation, les matières résiduaires imprégnées de créosote comprennent:

  • les produits résiduaires créosotés : matériaux traités à la créosote, declassés et en instance d'être éliminés (vieilles traverses de chemins de fer, vieux poteaux de lignes, etc.);

  • les lieux contaminés par la créosote: terrains ou matériaux contaminés par la créosote du fait de l'utilisation, de la fabrication, du stockage, du transport ou du déversement de la créosote.

Pour déterminer si les matières résiduaires imprégnées de créosote sont toxiques au sens de l'article 11 de la LCPE, on a déterminé si la créosote usée ou les composés de ce constituant pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement au Canada en une concentration ou en une quantité ou dans des conditions qui pourraient entraîner l'exposition des humains ou d'autres organismes vivants à des concentrations susceptibles de causer des effets nocifs.

Les effets possibles de la créosote usée dans les matières résiduaires imprégnées de créosote sur la santé humaine n'ont pas été étudiés de façon approfondie. On possède certaines informations sur les effets des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), le principal groupe de composés présents dans la créosote usée, sur les animaux de laboratoire et les humains. Une étude préliminaire de la documentation n'a pas permis de cerner suffisamment de données qui auraient permis d'évaluer le degré d'exposition des humains aux HAP provenant de matières résiduaires imprégnées de créosote. Comme les HAP font l'objet d'un rapport d'évaluation distinct, leurs effets potentiels sur la santé humaine ne seront pas traités dans le présent rapport. Aucune information n'a été localisée qui indiquerait que ces matières exercent des effets sur l'environnement essentiel pour la vie humaine. Par conséquent, un examen détaillé visant à déterminer si cette substance est toxique au sens des alinéas 11b) et 11c) de la Loi n'a pas été intégré dans la présente évaluation.

Les données requises pour l'évaluation de la créosote usée en ce qui concerne la pénétration dans l'environnement, l'exposition de l'environnement et les effets sur l'environnement ont été tirées de documents de synthèse, d'ouvrages de référence et d'articles publiés dans des périodiques scientifiques retrouvés à l'aide de recherches dans des bases de données électroniques jusqu'en 1991. Ces bases de données incluaient: BIOSIS Previews, Pollution Abstracts, ENVIROLINE, ENVIROFATE, le catalogue de la bibliothèque ministérielle d'Environnement Canada (ELIAS), le Registre international des substances chimiques potentiellement toxiques (RISCPT), Chemical Evaluation Search and Retrieval Systemx (CESARS), Risk Reduction Engineering Laboratory (RREL) Treatability de l'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis, Register of Toxic Effects of Chemical Substances (RTECS), Chemical Hazard Response Information System (CHRIS), National Institute of Occupational Safety and Health Technical Information Center (NIOSHTIC) et National Technical Information Service (NTIS). Des rapports d'évaluation des lieux, préparés par les gouvernements et par l'industrie de la préservation du bois, ont servi à la présente évaluation. En outre, une étude a été réalisée à contrat pour réunir des renseignements commerciaux sur l'utilisation de la créosote au Canada auprès de l'industrie canadienne de la préservation du bois, d'Agriculture Canada, de Statistique Canada, de Travaux publics Canada, de sociétés de services publics et d'autres utilisateurs industriels de produits créosotés.

Bien qu'une grande partie de la recherche effectuée sur les matières résiduaires imprégnées de créosote ait été effectuée à l'étranger, on a mis au premier plan les données canadiennes disponibles sur les sources, le devenir, les concentrations et les effets de ces matières sur l'environnement canadien. Toutes les études originales qui ont servi à déterminer si ces matières sont toxiques au sens de l'article 11 de la LCPE ont été soumises à un examen critique par les employés suivants d'Environnement Canada:

A. Beckett
M. Constable
E. Gordy
T. Lambert
B. Munson, chef du groupe de travail

Les matières résiduaires imprégnées de créosote ont été caractérisées par les employés suivants d'Environnement Canada : J. Sproull, E. Gordy, N. Gurprasad et G. Atkinson.

Le présent rapport comprend un synopsis qui sera publié dans la Gazette du Canada. En outre, la section 2.0 offre un sommaire détaillé des données techniques essentielles à l'évaluation, qui sont exposées en plus grand détail dans un document à l'appui disponible sur demande. C'est à la section 3.0 qu'on établit si les matières résiduaires imprégnées de créosote sont toxiques au sens de la LCPE.

Dans le cadre du processus d'examen et d'approbation mis en place par Environnement Canada pour ses contributions aux rapports d'évaluation des substances d'intérêt prioritaire, le présent rapport d'évaluation et le document à l'appui ont été révisés par un certain nombre de spécialistes d'Environnement Canada, par G. Brudermann (expert-conseil en préservation du bois) et par J. Butala (École de pharmacie de l'Université Duquesne). Le rapport d'évaluation final a été révisé et approuvé par le Comité de gestion de la LCPE d'Environnement Canada et de Santé Canada.

Pour obtenir des exemplaires du présent rapport d'évaluation et du document à l'appui non publié, on peut communiquer avec l'un ou l'autre des bureaux suivants:

Direction des produits chimiques commerciaux
Environnement Canada
14
e
étage, Place Vincent-Massey
351, boul. Saint-Joseph
Hull (Québec)
K1A 0R3
Centre d'hygiène du milieu
Santé Canada
Pièce 104
Parc Tunney
Ottawa (Ontario)
K1A 0L2

2.0 Sommaire des informations essentielles pour l'évaluation de la toxicité

2.1 Identité, propriétés et utilisations

La créosote est un mélange complexe et variable de plus de 300 composés, que l'on tire du charbon. L'American Wood Preservation Association décrit la créosote [numéro de registre 8001-58-9 du CAS (Chemical Abstracts Service)] comme étant un distillat de goudron de houille obtenu par la carbonisation à haute température du charbon bitumineux, consistant principalement en hydrocarbures aromatiques liquides et solides et renfermant des quantités appréciables d'acides et de bases de goudron; elle est plus lourde que l'eau et possède un intervalle ininterrompu de températures d'ébullition de 275 °C, qui débute vers 175 °C (AWPA, 1977).

La créosote renferme cinq grandes catégories de composés, comme suit:

  • des hydrocarbures aromatiques, y compris des HAP, des HAP alkylés, du benzène, du toluène et du xylène (les HAP constituent jusqu'à 90 % de la créosote);

  • des dérivés du phénol, y compris des phénols, des crésols, des xylénols et des naphtols (de 1 à 3 % de la créosote);

  • des composés hétérocycliques azotés, y compris des pyridines, des quinoléines, des acridines, des indolines et des carbazoles (de 1 à 3 % de la créosote);

  • des composés hétérocycliques soufrés, y compris des benzothiofènes (de 1 à 3 % de la créosote);

  • des composés hétérocycliques oxygénés, y compris des dibenzofuranes (de 5 à 7,5 % de la créosote) (U.S. EPA, 1987).

La créosote « pure » est plus dense que l'eau. Pour certaines utilisations dans la préservation du bois, on mélange en proportions égales de la créosote et du mazout. La densité du mélange, tout en étant inférieure à celle de la créosote pure, est néanmoins supérieure à celle de l'eau (Hoffman et Hrudey, 1990). La créosote est insoluble dans l'eau (Romanowski et al., 1983) bien que ses constituants soient dotés d'une large gamme de solubilités. On y retrouve des acides et des bases de goudron très hydrosolubles (c.-à-d. des phénols, des crésols et des acridines) aussi bien que des HAP à six cycles insolubles (naphto[2,3-e]pyrène) (CRC Press, 1973; Merck Index, 1976; Clement Int. Corp., 1990; Syracuse Research Corp., 1989). La créosote est soluble dans de nombreux solvants organiques, y compris l'huile et le diesel (U.S. EPA, 1984; Bos et al., 1983).

La tension de vapeur de la créosote, variable à cause du nombre de composés, est difficile à caractériser. Elle va de 2,0 x 10-10 pascals (Pa), dans le cas du dibenzo[ghi,pqr]chrysène à 11,6 Pa, dans le cas du naphtalène (Clement Int. Corp., 1990). Les logarithmes des coefficients de partage octanol/eau (log Koe) des HAP varient de 3,29 à 7,19 (Clement Int. Corp., 1990). Les log Koe d'autres constituants de la créosote varient considérablement, de 0,65, dans le cas de la pyridine (Leo et al, 1971), à 3,95, dans le cas du biphényle (Miller et al, 1985). La gamme des valeurs des logarithmes des coefficients de sorption sur du carbone organique (log Kco) des HAP va de 2,97 à 6,74 (Clement Int. Corp., 1990).

Les matières résiduaires imprégnées de créosote peuvent avoir deux origines : les produits résiduaires créosotés et les lieux contaminés par la créosote. Ces origines représentent 71 et 29 % respectivement du poids des matières résiduaires imprégnées de créosote dans l'environnement canadien (Konasewich et al, 1991).

Au Canada, cinq installations pratiquent le créosotage sous pression : deux en Colombie-Britannique, une en Ontario et deux au Québec (Konasewich et al, 1991). Une installation de traitement en Ontario et une autre à Terre-Neuve ont cessé d'utiliser la créosote en 1992 (Constable, 1992). On compte également 20 petites installations de trempage et d'injection à la vapeur au Québec (Environnement Québec, 1989) et deux installations de trempage en Saskatchewan (Ertman, 1992). Ces installations, réunies, consomment 21 x 106 kg de créosote par année. La préservation des traverses de chemins de fer utilise 54 % de la créosote, les pieux d'ouvrages marins en utilisent 37 %, tandis que les tabliers et la structure des ponts ainsi que les poteaux de lignes consomment le reste, soit 9 % (Konasewich et al, 1991).

2.2 Pénétration dans l'environnement

Les traverses de chemins de fer constituent le volume le plus important des produits résiduaires créosotés au Canada. Les grandes sociétés ferroviaires en déclassent 4,5 x 106 par année (450 000 m3 de bois), qui renferment, estime-t-on, 20,2 x 106 kg de créosote. On estime que 90 % de toutes les traverses déclassées chaque année sont réutilisées. Il resterait ainsi en gros, chaque année, 2,02 x 106 kg de créosote dans les traverses mises au rebut à titre de produits résiduaires créosotés (Konasewich et al., 1991). Certaines traverses sont brûlées par les sociétés ferroviaires, en vertu de permis obtenus des autorités provinciales responsables de l'environnement. On en sait peu sur le sort réservé au reste des rebuts ligneux traités, même si une certaine partie va dans les décharges. Comme les concentrations de HAP trouvées dans les rebuts de traverses de chemins de fer sont variables, on ne peut pas généraliser sur la composition des matières résiduaires imprégnées de créosote provenant des produits résiduaires créosotés (Sproull et Gurprasad, 1992).

Beaucoup de pieux d'ouvrages marins sont réutilisés après avoir été enlevés. Ces pieux ainsi que les poteaux de lignes ne représentent pas une source de produits résiduaires créosotés aussi importante que les traverses de chemins de fer mises au rebut.

Une étude sur les lixiviats solubles dans l'eau provenant des traverses de chemins de fer retirées du service a permis de déceler un grand nombre de HAP et de composés associés. Un gramme de bois a été enlevé de la surface des traverses de chemins de fer et agité dans l'eau pendant 24 heures. On a alors trouvé dans l'eau 88,9 µg/L de naphtalène, 92,7 µg/L de dibenzofurane, 120 µg/L de fluorène, 119 µg/L de phénanthrène et 58,9 µg/L de carbazole. La présence d'autres composés a également été décelée à de plus faibles concentrations (Rotard et Mailahn, 1987). On possède peu d'informations qui permettraient de déterminer le potentiel de lixiviation des constituants de la créosote qui subsistent dans les produits résiduaires créosotés.

Pour de nombreux lieux contaminés par la créosote, on ne possède aucune estimation des quantités de créosote usée qui pénètrent dans l'environnement canadien. Toutefois, dans la plupart des lieux sur lesquels on a effectué des relevés hydrogéologiques afin de surveiller la contamination souterraine, on a découvert, dans le sol, les eaux souterraines et certaines eaux de surface, de fortes concentrations de composés provenant des matières résiduaires imprégnées de créosote. L'estimation des quantités de créosote usée dans un lieu donné ou entraînées à l'extérieur de ce lieu par lixiviation est une opération complexe et coûteuse, qui n'a été tentée, dans le détail, qu'à deux endroits au Canada. On estime à 256 000 m3 le volume des sols de modérément à fortement contaminés par la créosote usée dans 11 installations de créosotage abandonnées ou en exploitation au Canada (tableau 1). On retrouve aussi au Canada au moins 13 installations abandonnées ou en exploitation, susceptibles d'être contaminées, mais sur lesquelles on n'a obtenu aucune information. Les lieux contaminés par la créosote seraient vraisemblablement une source plus importante de créosote usée dans l'environnement canadien que ne le sont les produits résiduaires créosotés, mais on ne possède pas de données pour confirmer cette hypothèse.

On ne possède aucune information sur la contamination d'au moins 28 installations canadiennes de créosotage. L'Île-du-Prince-Édouard serait la seule province exempte de lieux contaminés par la créosote.

2.3 Informations sur l'exposition

2.3.1 Devenir

Tant au Canada qu'aux États-Unis, on a observé des concentrations élevées de HAP dans des matières résiduaires imprégnées de créosote. Presque toutes les informations que l'on a réunies se rapportent à la contamination de l'environnement imputable à d'anciennes installations de préservation du bois (c.-à-d. des lieux contaminés par la créosote). Bien que l'on ait trouvé des études sur le transport des HAP présents dans les produits traités encore en service, il semble qu'aucune étude n'ait été entreprise pour déterminer la mobilité des constituants de la créosote des produits résiduaires créosotés.

Le transport, la transformation et l'accumulation des constituants de la créosote dans l'environnement dépendent fortement des propriétés physico-chimiques des constituants. Du fait de la complexité chimique de la créosote usée, les études effectuées sur le comportement d'un HAP dans l'environnement peuvent ne pas décrire fidèlement le comportement de ce constituant dans la créosote. La répartition observée des contaminants dans les installations de créosotage est donc le meilleur indicateur du comportement dans l'environnement des HAP présents dans les matières résiduaires imprégnées de créosote (Hoffman et Hrudey, 1990).

Tableau 1 Sommaire des concentrations maximales de HAP dans les lieux de stockage et de traitement du bois au Canada
Lieu Milieu Concentrations maximales de HAP décelées HAP totaux*** Référence
ANT BbF BaP NAP PHE
Northern Wood Preserver, Thunder Bay (Ontario) Sédiments 1 124 632 450 7 654 5 687 26 388 Berard et Tseng, 1986; Pugh, 1989; DeBrou, 1989; Beak Consultants Ltd. et Dominion Soil Investigation Inc., 1988; Berard, 1988  
Eaux souterraines       1,355    
Air 3     40    
Domtar Sunalta, Calgary (Alberta) Sols 5 5 300* 390 290 8 700 5 300* 39 630 Golder Assoc., 1990a;b; Environmental Management Assoc., 1993
Eaux souterraines 40* 8 4 66 40* 303
Sédiments en amont 0,13* 0,04 0,02 0,02 0,13 0,57
Sédiments sur les lieux 2,50* 2,60 1,00 2,50 2,50* 66,84
Eau de porosité8 2,80* 2,10 0,89 27,00 9,00 75,36
Domtar, Truro (Nouvelle-Écosse) Sols6 1 600 510 390 ND 7 200 26 530 Kieley et al., 1986; Henning et Konasewich, 1984; Bamwoya et al, 1991
Sédiments1 42 120 150 50 1 900 6 300
Sédiments2   0,17 0,22 ND 1,4 5,2
Domtar, Newcastle (Nouveau-Brunswich) Sols5   250 350 30 6 700 16 000 Golder Assoc., 1987; 1988; 1989
Sédiments   120 190 ND 5 600 11 000
Eaux souterraines 0,360 0,335 0,130 4,280 2,045 9,27
Domtar, Transcona (Manitoba) Sols 5 34,91* 5,02 2,60 4,70 34,91* 89,46 Cherry et Smith, 1990
Eaux souterraines 0,02* 0,000 3 0,000 14 0,378 0,020* 76
Saskatchewan Forest Products, Prince Albert (Saskatchewan) Sols 6 1 496,64*   0,458 2 057,88 1 496,64* 7 795 Beak Assoc. Consulting, 1990
Sols 7 4 910.65*   0,219 11 989,1 4 910,65* 27 435
Koppers, Burnaby (Colombie-Britannique) Sols5           de 1 750 à 520 000 Stanley Assoc., 1982; Batterson, 1981; Gough et Konasewich, 1985; Wile, 1984
Liverpool Tank Farm, Surrey (Colombie-Britannique) Sols3           de 130 à 19 000 Domtar Inc., 1983 Golder Assoc., 1991
Bell Pole, Lumby (Colombie-Britannique) Sols4 0,50 3,2 22 1,5 5,6 23 656 Conestoga-Rovers & Assoc. 1991a; b
Sols5 1 910 500 300 850 2 260  
Eaux souterraines 0,032 0,0022 0,019 3,140 0,730 5,406
Cedar Pole, Galloway (Colombie-Britannique) Sols 4 15 8,4 17 44 170 2 400 Envirochem, 1989; 1990
Eaux souterraines 0,015 0,000 08 0,000 22 1,50 0,52 1,85
Domtar, New Westminster (Colombie-Britannique) Sédiments 0,066 0,110 0,057 ND 0,038 0,863 Environment Canada, 1983; Ito, 1991

Abréviations utilisées dans le tableau

1 sédiments du canal de l'effluent
2 sédiments de la rivière Salmon
3 sols, de la surface jusqu'à 4 m de profondeur
4 sols de surface
5 sols à différentes profondeurs
6 sols des puisards de boues
7 sols des puisards de boues
8 eau associée aux sédiments

ANT - anthracène
BbF - benzo[b]fluoranthène
BaP - benzo[a]pyrène
NAP - naphtalène
PHE - phénanthrène
ND - non décelé

Concentrations utilisées dans le tableau

Air - µg/m3
Eau - mg/L
Sols et sédiments - mg/kg (à l'état sec)

* Échantillon combiné d'anthracène et de phénanthrène.
** L'expression « HAP totaux » se réfère à la quantité de HAP décelée, non au total des quantités précisées

Limite de détection du naphtalène : 0,001 mg/kg de sols et de sédiments

À certains endroits, il semble y avoir un transport en masse de la créosote, habituellement dans les sols presque saturés. Le phénomène peut s'expliquer par l'effet combiné de la force de gravité et de l'écoulement de l'eau souterraine. Les concentrations des HAP dans le sous-sol varient selon la quantité de créosote dans le sol, le type de sol, la pente du terrain et la quantité d'eau souterraine présente. La créosote usée dans le sol pouvant se présenter en une fraction plus légère que l'eau et en une fraction plus lourde, on peut la trouver au-dessus ou au-dessous du niveau de saturation ou même sous la forme d'une accumulation de liquide libre. La fraction légère comprend les HAP azotés, oxygénés et soufrés, les naphtalènes, l'acénaphtène, le fluorène, les phénols et les hydrocarbures de l'huile de dilution de la créosote. Les HAP légers, étant plus hydrosolubles que les autres constituants de la créosote, se dissolvent et sont transportés dans l'eau souterraine et l'eau de surface. Comme on a observé que les HAP se déplaçaient avec les fluctuations des niveaux de l'eau, ils peuvent contaminer toute la couche de terrain. La fraction lourde ne se distingue pas de la créosote « pure ». Elle tend à descendre dans le sol jusqu'à une couche imperméable, le long de laquelle elle s'écoule, au travers du sol poreux, dans le sens de la pente. Dans de nombreux lieux contaminés par la créosote, ce comportement a causé la contamination des eaux de surface et des eaux souterraines (W.L. Wardrop & Assoc., 1977; Thompson et al., 1978; Ehrlich et al, 1980; Black, 1982; Hickok et al, 1982; Goerlitz et al, 1985; Rostad et al, 1985; Hult et Stark, 1986; Berard, 1988; Coover et al, 1988; Elder et Dresler, 1988; U.S. EPA, 1988; Golder Associates, 1988; 1990b; 1991; Cherry et Smith, 1990; Reitman et al, 1990).

Dans plusieurs lieux contaminés du Canada et des États-Unis, on a trouvé de la créosote usée « altérée », constituée de HAP subsistant après la dégradation, l'évaporation ou la dissolution dans l'eau de constituants légers tels que le phénol, le crésol, le naphtalène, le phénanthrène, l'anthracène et la quinoléine. De façon caractéristique, la créosote altérée se compose surtout de HAP de trois ou de quatre cycles ou plus (Merrill et Wade, 1985; Bieri et al., 1986). Dans un lieu canadien, les échantillons de sol renfermaient jusqu'à 7 200 mg de phénanthrène et jusqu'à 390 mg de benzo[a]pyrène par kilogramme de sol (à l'état sec) (Kieley et al., 1986). Dans les sédiments contaminés par la créosote de la rivière Elizabeth, en Virginie, les chercheurs ont observé qu'après une période initiale de dissolution des HAP légers, la composition des HAP subsistants n'avait pas changé en 80 ans (Bieri et al., 1986).

Dans certains systèmes aquatiques, la sédimentation peut isoler de l'eau les couches contaminées par la créosote, ce qui ralentit et finit par arrêter la dispersion des HAP les plus solubles dans l'eau. Le phénomène a été observé dans des études sur le port de Thunder Bay, où on a trouvé des accumulations de créosote résiduaire, protégées par une chape sédimentaire qui s'était formée au-dessus d'elles (Superior Diving, 1988; Beak Consultants Ltd. et Dominion Soil Investigation Inc., 1988; de Geus, 1990; Pugh, 1989). Le phénomène a également été signalé dans la rivière Elizabeth, en Virginie, où de la créosote a rapidement été recouverte par des sédiments qui s'accumulaient à la vitesse de 2 cm par année (Bieri et al, 1986).

2.3.2 Concentrations

Le tableau 1 montre les concentrations maximales de cinq HAP présents dans la créosote usée mesurées dans les sols, les sédiments, l'eau souterraine et l'air. La concentration la plus forte dans le sol, dans les lieux contaminés par la créosote au Canada, était de 8 700 mg de naphtalène par kilogramme (à l'état sec). Les concentrations totales de HAP dans le sol se sont révélées atteindre jusqu'à 39 630 mg/kg (à l'état sec). L'eau souterraine a été gravement contaminée par les HAP dans plusieurs lieux au Canada. On a trouvé du naphtalène à des concentrations pouvant égaler 66 mg/L et du benzo[a]pyrène jusqu'à la concentration de 4 mg/L. Dans l'eau souterraine, la concentration totale de HAP a atteint un sommet de 950 mg/L, la créosote ayant remplacé beaucoup d'eau souterraine. Dans le port de Thunder Bay, on a trouvé des accumulations de créosote dont on a estimé le volume à 292 m3; autour des accumulations, on a observé un « champ de globules de créosote » d'une superficie d'environ 8 800 m2 (Beak Consultants Ltd. et Dominion Soil Investigation Inc., 1988; Superior Diving, 1988; O'Connor Assoc., 1989; de Geus, 1990; Reitman et al, 1990; Golder Associates, 1990b).

Même si quelques études ont examiné l'exposition de moules et de homards à la créosote de produits encore en service, on ne possède aucune information relative à l'exposition sur les concentrations de la créosote usée provenant de produits résiduaires créosotés chez les organismes vivants. Par contre, on possède des données sur les lieux contaminés par la créosote, qui permettent d'établir l'exposition de certains organismes aquatiques (tableau 2). La plus grande partie des informations présentées provient des États-Unis.

À l'exception des études en laboratoire, on n'a trouvé aucune donnée pertinente sur l'exposition de populations terrestres à la créosote usée ou à ses constituants provenant de lieux contaminés par la créosote.

Selon des informations préliminaires obtenues à l'installation de Domtar Sunalta/Canada Creosote, à Calgary, les ménominis des montagnes (Prosopium williamsoni) présentent des concentrations de benzo[a]pyrène et de phénanthrène plus élevées que les poissons d'une zone témoin en amont. Des métabolites du benzo[a]pyrène ont été décelés dans la bile de ménominis à des concentrations pouvant atteindre 200 µg/mL, tandis que chez les poissons de la zone témoin, on en a trouvé 25 µg/mL. Les concentrations de phénanthrène dans la bile des ménominis de la zone contaminée allaient jusqu'à 1 600 µg/mL, tandis qu'elles étaient de 75 µg/mL chez les poissons témoins. Ces analyses ont été effectuées par fluorescence, de sorte que la confirmation des HAP est provisoire (Environmental Management Assoc., 1993).

Aux États-Unis, on a utilisé des crustacés pour montrer la facilité d'accumulation de HAP (phénanthrène, fluoranthène, pyrène, benzo[a)pyrène, naphtalène, anthracène et benzo[b]fluoranthène) provenant d'installations de créosotage et d'endroits où de la créosote avait été déversée. Des huîtres (Crassostrea virginica) d'un cours d'eau relativement intact ont été exposées à des sédiments contaminés par des HAP près d'une installation de créosotage du bois sur la rivière Elizabeth, en Virginie. Après trois jours, l'accumulation de HAP totaux est passée d'une concentration non décelable à une concentration variant de 10,1 à 11,7 µg/g (poids frais) (Pittinger et al, 1985). Des palourdes (Rangia cuneata) exposées à de l'eau coulant sur de la créosote déversée près de Bayou Bonfouca, en Louisiane, se sont retrouvées avec des concentrations cinq fois plus élevées d'anthracène et de fluoranthène, 30 fois plus élevées de benzo[a]pyrène et deux fois plus élevées de naphtalène et de phénanthrène que les palourdes en amont du lieu du déversement (DeLeon et al, 1988). Des gastéropodes (Thais haemastoma) pris en aval d'un ruisseau traversant un lieu contaminé par la créosote, en Floride, avaient accumulé des concentrations de fluoranthène et de phénanthrène considérablement plus élevées que leurs congénères d'un lieu non contaminé. Seul le fluoranthène s'était accumulé dans les huîtres (C. virginica) de la même région (Elder et Dresler, 1988).

Tableau 2 Concentrations de certains HAP dans les organismes vivants de lieux contaminés par la créosote au Canada et aux États-Unis
Lieu     Traitement  Espèce Concentrations de HAP
(µg/g, poids frais)
Référence
ANT FLU BbF BaP NAP1 PHE1
Rivière Elizabeth, Virginie 3 Contaminé Huître   1,7 0,66 0,2   0,1 Pittinger et al., 1985
Bayou Bonfouca, Louisiane3 Contaminé Palourde 0,039 0,130   0,060 0,120 0,028 DeLeon et al., 1988
Témoin Palourde 0,009 0,033   0,022 0,057 0,016 DeLeon et al., 1988
Eagle Harbour, Contaminé Sole Parophrys 9,58 20,7 7,6 5,0 0,65 19,6 Malins et al., 1985
Washington4 Témoin Sole Parophrys 0,013 0,089 0,035 0,03 0,14 0,06 Malins et al., 1985
Pensacola, Floride4 Contaminé Gastéropodes   0,06     0,036 0,19 Elder et Dresler, 1988
Huître   0,028     0,002 0,03 "
Guppies 6,8 0,16 0,15 0,23 ND 6,4 Schoor et al., 1991
Témoin Gastéropodes   ND     0,022 0,03 Elder et Dresler, 1988
Huître   0,005     0,008 0,007 "
Calgary, Alberta5 Contaminé Insectes       3,9 0,5 0,520 Golder Assoc., 1990a
Chair de poissons       ND 0,22 0,03 "
Graisse de poissons         0,24 0,200 "
Bile de poissons       62,6   502,6 Hamilton, 1992
Témoin Insectes       ND ND ND Golder Assoc., 1990a
Chair de poissons       ND 0,032 ND "
Graisse de poissons         ND ND "
Bile de poissons       5,42   202 Hamilton, 1992
Rivière Hersey, Michigan4 Contaminé Insectes       0,725   5,49 Black et al., 1980
Écrevisse       0,008   0,45 "
Lamproie       0,001   0,038 "
Truite       0,000 07   0,029 "
Meunier       0,000 08     "
Témoin Insectes       0,001   0,042 Black et al., 1980
Écrevisse       0,000 6   0,006 "
Lamproie       0,000 8   0,035 "
Truite       0,000 04   0,002 "
Meunier       0,000 05   0,004 "
ANT - Anthracène
1 métabolites du NAP et du PHE dans la bile de poissons
FLU - Fluoranthène
2 mesuré en µg/mL dans la bile
BbF - Benzo[b]fluoranthène
3 une seule valeur signalée
BaP - Benzo[a]pyrène
4 moyenne signalée
NAP - Naphtalène
5 échantillon composé
PHE - Phénanthrène
 
ND - non décelé à la concentration de 0,001 µg/g, poids frais

On a montré que les HAP des sédiments provenant de lieux contaminés par la créosote s'accumulaient chez la sole (Parophrys vetulus) (Malins et al., 1985), le guppy (Poecilia reticulata) (Schoor et al., 1991), la truite brune (Salmo trutta), la lamproie (espèce inconnue) et le meunier noir (Catostomus commersoni) (Black et al, 1980). Dans la bile de P. vetulus, les concentrations des métabolites de HAP étaient en gros 40 fois plus élevées que chez les soles d'une région non polluée [2,10 comparativement à 0,067 µg/g (poids frais)] (Malins et al., 1985). Des guppys exposés à des sédiments contaminés par la créosote ont accumulé des quantités considérables d'anthracène, de fluoranthène, de benzo[b)fluoranthène, de benzo[a]pyrène et de phénanthrène dans leur chair (Schoor et al 1991). Les truites brunes et les meuniers noirs de la rivière Hersey, dans le Michigan, contaminée par la créosote, possédaient dans leurs tissus des concentrations à peu près 10 fois plus élevées que des poissons non exposés, tandis que chez les lamproies, la concentration de phénanthrène était plus de 100 fois plus élevée que chez ses congénères non exposés (Black et al, 1980). Des insectes benthiques (espèces inconnues) prélevés dans la rivière Hersey renfermaient des concentrations de phénanthrène légèrement supérieures aux concentrations observées dans les sédiments [5,49 contre 4,10 µg/g (poids frais)] du lieu contaminé, tandis que les concentrations de benzo[a]pyrène étaient 725 fois plus élevées que chez des insectes non exposés (Black et al., 1980).

Les études précitées montrent que les organismes aquatiques vivant à proximité de lieux contaminés par la créosote absorbent les HAP à des concentrations supérieures aux concentrations diffuses observées ailleurs. Les espèces susceptibles d'absorber les HAP sont celles en contact intime avec les sédiments ou se nourrissant d'espèces qui vivent dans les sédiments.

2.4 Informations sur les effets

Écotoxicologie. Aucune information n'a été trouvée sur la toxicité de la créosote usée provenant de produits résiduaires créosotés chez des organismes aquatiques ou terrestres.

Les informations sur l'exposition présentées à la division 2.3.2 et les données sur les effets présentées ci-après sont les seules que l'on possède sur des lieux au Canada. La caractérisation de ces derniers n'a généralement pas compris de données sur l'exposition d'organismes vivants dans l'environnement et sur les effets qu'ils subissent, sauf à l'installation de Northern Wood Preservers (NWP), à Thunder Bay, et de Domtar Sunalta/Canada Creosote, à Calgary. Comme on possède peu de données sur les effets dans l'environnement canadien, on présente également des données d'observations aux États-Unis.

L'examen macroscopique de ménominis capturés dans la rivière Bow, près de l'installation de Domtar Sunalta/Canada Creosote, n'a pas permis de déceler d'anomalies. En général, les plécoptères (perles), les trichoptères (phryganes) et les chironomidés (moucherons) étaient absents d'une partie du côté sud de cette rivière, sur une distance d'environ 1 km. Ils étaient en grande partie remplacés par des gastropodes (escargots) et des diptères (tipules), que l'on sait plus tolérants à la pollution (Environmental Management Assoc., 1993). L'eau de porosité non diluée de sédiments de la rivière Bow, à partir de la risberme de séparation jusqu'à 250 m en aval, s'est révélée toxique dans 19 des 45 échantillons, selon l'essai Microtox (le résultat étant une réduction de 20 % de la production de lumière) (Shaw, 1992). Ces échantillons « toxiques » dégageaient une « odeur de créosote » et comprenaient une mince phase liquide non aqueuse (c.-à-d. la créosote usée) (Hamilton, 1992).

Des relevés de la répartition du benthos, effectués en 1986, à l'installation de Northern Wood Preservers, dans le port de Thunder Bay, ont montré que l'habitat benthique à proximité du quai de l'installation était dégradé et que la situation était la plus grave au plus près du quai. La dégradation de l'habitat, la contamination des sédiments par les HAP et l'augmentation de la concentration de matières organiques avaient réduit la diversité des espèces d'invertébrés benthiques et accru la dominance des vers oligochètes (Beak Consultants Ltd. et Dominion Soil Investigation Inc., 1988). D'après un essai biologique sur des sédiments, ces derniers étaient mortels pour les organismes aquatiques (sangsues, têtes-de-boule et éphémères). Les sédiments des stations situées près de l'installation étaient mortels pour toutes les espèces après 10 jours d'exposition, tandis que les sédiments d'autres emplacements ne l'étaient pas, ce qui a permis de délimiter une zone toxique de 150 m de largeur à partir de l'installation (Metcalf et Hayton, 1989).

L'exposition d'amphipodes (Rhepoxynius abronius) à de l'eau aérée tirée de sédiments d'Eagle Harbor, dans l'État de Washington, a montré qu'aucun organisme n'a survécu à une exposition de quatre jours à des concentrations de 5 % d'eau extraite des sédiments. La plupart des amphipodes exposés à l'eau non diluée extraite des sédiments ont immédiatement eu un comportement de nage anormal, quelques-uns ont réussi à s'enfouir dans les sédiments, et tous les sujets sont morts en moins de 10 à 60 minutes (Swartz et al, 1989).

Les effets chroniques (ou à long terme) de sédiments contaminés par la créosote usée ont été observés chez des populations de soles (P. vetulus) d'Eagle Harbor et du Puget Sound, dans 1'État de Washington (Malins et al, 1985 et 1988; Myers et al, 1987 et 1990; Stein et al., 1990). Il y a tout lieu de croire que les taux élevés d'anomalies du foie, y compris de tumeurs et de cancers, observés chez les poissons des secteurs d'Eagle Harbor contaminés par la créosote usée proviennent d'une exposition à des sédiments contaminés par des HAP. Les anomalies observées dans le foie des soles (P. vetulus) ressemblent beaucoup aux modifications et aux tumeurs provoquées expérimentalement chez le rat, la souris et certains poissons par des substances chimiques réputées toxiques pour le foie de ces animaux (Myers et al, 1990).

On a voulu déterminer si l'exposition aux contaminants se traduisait par des anomalies du développement ovarien chez des soles (P. vetulus) de quatre secteurs du Puget Sound, y compris Eagle Harbor (Johnson et al, 1988). D'après les résultats, l'exposition aux HAP à Eagle Harbor a exercé un effet considérable sur les processus de la reproduction de ce poisson. Les HAP semblaient des plus étroitement associés à l'inhibition du développement ovarien et à la baisse des concentrations d'hormones dans le sang. Les faits montrent que les populations de soles ont diminué dans le Puget Sound, mais on ne connaît pas le rôle que l'exposition aux contaminants peut avoir joué dans ce déclin (Johnson et al., 1988).

Une étude effectuée dans la rivière Elizabeth, en Virginie, a révélé que, chez le choquemort (Fundulus heteroclitus), le cancer du foie était prédominant dans une population fréquentant un lieu contaminé par la créosote usée. Chez 93 % des sujets, des lésions du foie étaient visibles à l'oeil nu, tandis que 33 % des sujets étaient atteints de cancers du foie. Les concentrations de HAP dans les sédiments étaient de 2 200 mg/kg (à l'état sec). Les choquemorts de deux autres lieux où les concentrations de HAP dans les sédiments étaient faibles (730 et 35 fois moins) ne présentaient aucun signe de maladie (Vogelbein et al., 1990).

Les macrophages du poisson Opsanus tau de la rivière Elizabeth, en Virginie, contaminée par la créosote, sont moins capables de se diriger vers les bactéries, de les phagocyter et de produire les molécules oxygénées réactives nécessaires à la dégradation des matières phagocytées que les macrophages des poissons de la rivière York, en Virginie, relativement non polluée. Les poissons adultes de l'espèce O. tau et les sédiments provenaient de quatre endroits de la rivière Elizabeth. Les concentrations de HAP liés aux sédiments étaient les plus élevées près d'une installation de créosotage en exploitation. L'efficacité des macrophages était également des plus gravement diminuée à cet endroit (Seeley et Weeks-Perkins, 1991).

On a examiné en laboratoire les effets d'une exposition de huit jours du poisson de fond Leiostomus xanthurus à des sédiments de la rivière Elizabeth contaminés par la créosote usée (Hargis Jr. et al, 1984; Roberts et al, 1989). On a observé chez les poissons exposés des lésions cutanées, des anomalies au pancréas et au foie, un ralentissement du gain de poids, une diminution du nombre de globules rouges du sang ainsi qu'une mortalité accrue. Aucun effet n'a été observé chez les poissons exposés à des sédiments non contaminés. Une analyse a révélé que les sédiments d'essai étaient fortement contaminés par des HAP, comparativement aux sédiments témoins non contaminés. Le phénanthrène et le fluoranthène étaient les HAP les plus abondants dans les sédiments d'essai, chacun comptant de 5 à 12 % de l'ensemble des HAP. On a décelé 43 mg/kg (à l'état sec) de benzo[a]pyrène dans les sédiments d'essai, comparativement à 0,009 mg/kg dans des sédiments témoins non contaminés. Les poissons de l'espèce L. xanthurus se nourrissent en grande partie au fond, en agitant vigoureusement la surface des sédiments avec leurs nageoires et leur corps lorsqu'ils sont à la recherche de nourriture. Ce mode de prospection expliquerait l'incidence élevée de l'usure grave des nageoires pectorales, caudales et pelviennes ainsi que la dilatation des vaisseaux sanguins entourant les nageoires des sujets exposés aux sédiments de la rivière Elizabeth (Hargis Jr. et al, 1984).

Une autre façon d'estimer les effets des polluants sur les organismes benthiques est de corréler les effets connus, observés dans des régions polluées, et les concentrations de polluants dans les sédiments. La National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) des États-Unis se sert du seuil d'effets apparents pour estimer les effets biologiques des HAP des sédiments sur les organismes marins (NOAA, 1990). Le seuil d'effets apparents est la concentration la plus faible à laquelle un composé présent dans les sédiments exerce un effet biologique observé (habituellement un changement dans la composition des communautés d'invertébrés benthiques). Le ministère de l'Environnement de l'Ontario estime les niveaux d'effets biologiques à l'aide de recommandations pour la qualité des sédiments, établies pour les polluants dans les sédiments, y compris les HAP totaux (Persaud et al 1992). Les données produites par la NOAA sur les effets reliés à la créosote et subis par les organismes marins ainsi que les données du ministère de l'Environnement de l'Ontario sur les HAP totaux peuvent servir à estimer un rapport entre les concentrations de HAP dans les sédiments et leurs effets potentiels sur les écosystèmes aquatiques canadiens où on trouve ces sédiments. Les données sur les effets en milieu marin peuvent ne pas s'appliquer directement aux écosystèmes dulcicoles canadiens, mais elles constituent, du moins, un critère utile pour l'estimation des effets potentiels des matières résiduaires imprégnées de créosote présentes dans les sédiments des eaux douces. Dans le tableau 3, on trouve les concentrations seuils des effets apparents de beaucoup de HAP présents dans les sédiments marins (à l'état sec); elles sont comparées aux concentrations maximales de HAP observées autour du quai de Northern Wood Preservers, en 1988. Le ministère de l'Environnement de l'Ontario a défini provisoirement la plus faible concentration de HAP totaux dans les sédiments qui exerce un effet, soit 2 mg/kg (à l'état sec), et la concentration à partir de laquelle on observe des effets graves, soit 11 000 mg/kg (à l'état sec) (Persaud et al, 1992). Le seuil d'effets apparents des HAP totaux se situe à 22 mg/kg (à l'état sec) (NOAA, 1990). En 1984, des sédiments du port de Thunder Bay, près de l'installation de Northern Wood Preservers, renfermaient 26 388 mg/kg (à l'état sec) de HAP totaux (Berard et Tseng, 1986). Les répercussions écologiques observées près de cette installation (réduction de la diversité du benthos et prépondérance des oligochètes) seraient prévisibles aux concentrations de HAP présents.

Aucune donnée toxicologique concernant les mammifères n'a été trouvée sur les matières résiduaires imprégnées de créosote. Des données sur la toxicité de la créosote chez les mammifères ont été calculées à la suite d'essais d'exposition en laboratoire, mais peu de données existent sur l'exposition dans les conditions naturelles ou sur les effets subis par les mammifères dans d'autres conditions que les conditions de laboratoire. Dans beaucoup de cas, on a utilisé, pour les essais, des extraits organiques de la créosote, des déchets de créosote ou des sédiments contaminés. Ces données de laboratoire ne serviront pas à estimer la toxicité des matières résiduaires imprégnées de créosote à l'égard de la faune, puisque les conditions d'essai ne ressemblent pas suffisamment aux conditions d'exposition de la faune.

Tableau 3 Sommaire des concentrations seuils des effets apparents des HAP fixés par sorption sur les sédiments marins ainsi que des concentrations des HAP observées à l'installation de Northern Wood Preservers, à Thunder Bay (Ontario), en 1988
HAP Concentration seuil
des effets apparents*
[mg/kg (à l'état sec)]
Concentration maximale
des sédiments**
[mg/kg (à l'état sec)]
Acénaphtène 0,150 15
Anthracène 0,300 120
Benzo[a]anthracène 0,550 600
Benzo[a]pyrène 0,700 450
Chrysène 0,900 600
Dibenzo[a,h]anthracène 0,100 61
Fluoranthène 1,000 780
Fluorène 0,350 25
2-méthylnaphtalène 0,300 S.O.
Naphtalène 0,500 75
Phénanthrène 0,260 250
Pyrène 1,000 338
HAP totaux 22,000 4 331a
26 388b

* D'après NOAA (1990).

** Beak Consultants Ltd. et Dominion Soil Investigation Inc. (1988).

a HAP totaux en l988.

b HAP totaux en 1984.

3.0 Évaluation de la «toxicité» au sens de la LCPE

Pour de nombreux lieux contaminés par la créosote, on ne possède pas d'estimation des quantités de créosote usée qui entrent dans l'environnement canadien. Toutefois, dans la plupart des lieux sur lesquels on a effectué des relevés hydrogéologiques, on a découvert de fortes quantités de créosote usée dans le sol, les eaux souterraines et, parfois, dans les eaux de surface. On estime à 256 000 m3 le volume des sols modérément et fortement contaminés dans 11 installations de créosotage abandonnées ou en exploitation au Canada. Il s'est avéré que la créosote usée aboutit dans le sol, les eaux souterraines et les eaux de surface de 24 lieux contaminés par la créosote disséminés dans toutes les provinces, sauf l'Île-du-Prince-Édouard.

3.1 Effets sur l'environnement (alinéa 11a))

On possède peu d'informations sur la lixiviation de la créosote usée ou des HAP présents dans cette dernière et provenant des produits résiduaires créosotés, et on n'a pas trouvé d'information sur la toxicité de ces lixiviats pour l'environnement.

Dans plusieurs des lieux contaminés par la créosote, les eaux souterraines ont été gravement contaminées. Les organismes benthiques et l'état général de l'écosystème aquatique près d'une installation importante de traitement du bois de Thunder Bay, en Ontario, ont souffert de l'accumulation de créosote usée à la surface des sédiments. Les invertébrés benthiques fragiles (trichoptères et plécoptères) étaient généralement absents sur environ 1 km de distance du côté sud de la rivière Bow en aval d'une autre installation importante de traitement du bois de Calgary. Ils avaient cédé la place aux gastropodes (escargots) et aux diptères (tipules), espèces moins fragiles. Chez les ménominis des montagnes de la rivière Bow, les concentrations des métabolites du benzo[a]pyrène et du phénanthrène dans la bile étaient plus élevées que chez les poissons d'un lieu témoin. De la créosote usée et des HAP présents dans cette dernière ont été décelés dans des sédiments d'eau douce près d'usines canadiennes de créosotage du bois, à des concentrations supérieures à celles qui exercent notoirement de graves effets sur les organismes marins et dulcicoles, même si ces corrélations ne prouvent pas directement l'existence de répercussions sur l'environnement. De fortes corrélations ont été établies entre, d'une part, la présence de HAP dans la créosote usée trouvée dans les sédiments d'Eagle Harbor, dans l'État de Washington, et de la rivière Elizabeth, en Virginie, et, d'autre part, les concentrations de HAP dans les tissus de poissons de ces deux milieux aquatiques et les tumeurs du foie observées chez ces poissons.

3.2 Conclusion

Produits résiduaires créosotés

Par conséquent, à la lumière des données disponibles, il n'est pas possible de déterminer si les matières provenant des produits résiduaires créosotés par lixiviation (c.-à-d.. les vieilles traverses de chemins de fer et les vieux poteaux de lignes) pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en quantité ou en concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement.

Lieux contaminés par la créosote

Par conséquent, à la lumière des données disponibles, les matières provenant des lieux contaminés par la créosote pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en quantité ou en concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement.

4.0 Recommandations pour la recherche et l'évaluation

Les informations disponibles étaient suffisantes pour évaluer les matières résiduaires imprégnées de créosote provenant de lieux contaminés par la créosote. Afin d'évaluer la toxicité des matières résiduaires imprégnées de créosote provenant des produits résiduaires créosotés, il faudrait effectuer les études précisées ci-dessous:

  1. Des études de lixiviation permettraient de déterminer les constituants précis de la créosote qui proviennent des produits résiduaires créosotés (c.-à-d. les traverses de chemins de fer et les pieux d'ouvrages marins), la vitesse de leur perte et leur biodisponibilité. On considère que cette recherche a une priorité moyenne.

  2. Des essais biologiques sur des lixiviats de produits résiduaires créosotés permettraient d'en déterminer la toxicité à l'égard d'un ensemble normalisé d'organismes. On considère que cette recherche a une priorité moyenne.

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