4,6-dinitro-o-crésol : évaluation préalable finale, chapitre 1

Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Un scénario fondé sur des hypothèses prudentes a été élaboré afin d’estimer les concentrations potentielles de 4,6-dinitro-o-crésol (DNOC)) qui pourraient être rejetées dans l’environnement par une installation industrielle hypothétique. Cette estimation a été réalisée malgré l’absence de données précises sur les rejets de DNOC dans l’environnement, en tenant compte de deux facteurs. Premièrement, elle tient compte du fait que certains exploitants d’installations industrielles ne sont pas parfaitement conscients de toutes les sources potentielles de rejet de substances dans l’environnement, dont les eaux de rinçage provenant du nettoyage des réacteurs ainsi que des contenants utilisés pour le transport et le stockage, soit directement à l’installation soit par des tiers comme les transporteurs ou les recycleurs de contenants. Deuxièmement, il se peut que des installations qui utilisent cette substance n’aient pas encore été répertoriées. Il faut toutefois mentionner que seules les installations qui utilisent plus de 10 000 kg de DNOC par année doivent produire une déclaration à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP). L’obligation de répondre à l’avis en vertu de l’article 71 pour l’année 2000 reposait également sur un seuil de 10 000 kg.

Dans un scénario prudent, on a présumé qu’un client reçoit la quantité annuelle totale importée (de 100 à 1 000 tonnes) et que 0,2 % de la quantité annuelle de DNOC importée est rejetée dans la rivière Sainte-Claire, ce qui, d’après un jugement professionnel, tient compte des pertes régulières en cours de traitement et des déchets provenant du nettoyage du matériel dans le cas d’une substance manutentionnée en vrac. Ce scénario représente les rejets dans les déchets solides et les eaux usées. Le pourcentage mentionné a permis de calculer un rejet annuel compris entre 200 et 2 000 kg. On a en outre présumé que le DNOC est utilisé pendant toute l’année et qu’il est continuellement rejeté (24 heures par jour) au cours de l’année (350 jours d’exploitation). Les rejets quotidiens sur une période de 350 jours correspondent ainsi à environ 0,57 à 5,7 kg/j. Le taux d’élimination des usines de traitement des eaux usées (UTEU) a également été pris en compte. Le modèle sur l’élimination des UTEU (Sewage Treatment Plant (STP) model, 2001) a prédit que 27 % du DNOC serait éliminé et que 73 % pénétrerait dans l’environnement sous la forme de l’effluent final des eaux usées traitées par une UTEE.

Des publications scientifiques ont mentionné qu’il existait dans l’atmosphère deux principales sources de nitrophénols (une catégorie comprenant le DNOC). Il s’agit de la formation secondaire de ces substances à la suite de réactions dans la troposphère et des émissions des automobiles. Des chercheurs ont étudié la présence et la formation de DNOC dans l’atmosphère (Nojima et al., 1976; Alber et al., 1989; Richartz et al., 1990). Il a été démontré que la réaction du toluène et du méthyl-2-phénol avec le monoxyde d’azote et les radicaux hydroxyles donnait lieu à la formation de DNOC comme polluant secondaire. Il est difficile de calculer la quantité qui peut résulter du rejet anthropique du composé précurseur. Les émissions directes de DNOC en provenance du tuyau d’échappement des automobiles n’ont probablement que peu d’importance. Dans des conditions expérimentales, on a constaté que les gaz d’échappement d’une automobile contenaient moins de 0,01 ng de DNOC par mètre cube (Tremp et al., 1993).

D’après l’INRP (Environnement Canada, 2003b), la Nova Chemicals a transféré annuellement jusqu’à deux tonnes de DNOC et de ses sels en vue de leur élimination. Pour toutes les années antérieures à 2002, les méthodes de traitement employées étaient d’ordre biologique, comme la bio-oxydation, et d’ordre thermique, soit l’incinération. En 2002, l’élimination s’est faite par enfouissement.

Évaluation des effets sur l’environnement

Effets biotiques

Les tableaux 6 à 9 présentent les principales études de toxicité du DNOC pour les organismes dans différents milieux naturels. Les études portant principalement sur la toxicité aiguë du DNOC pour les microorganismes, les invertébrés aquatiques, les insectes, les invertébrés terrestres et les vertébrés ont été relevées dans les publications. On n'a cependant trouvé aucune donnée sur la toxicité aiguë ou chronique en milieu marin.

CE₅₀ = Concentration d’une substance qu’on estime causer certains effets chez 50 % des organismes d’essai.
CL₅₀ = Concentration d’une substance qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai.
CSEO = Concentration sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d’effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

DE₅₀ = Dose qu’on estime causer un effet chez 50 % de la population.

CL₅₀ = Concentration qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai.
CSEO = Concentration sans effet observé.
DL₅₀ = Dose qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai.

DL₅₀ = Dose qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai.
CL₅₀ = Concentration qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai.
DMEO = Dose minimale avec effet observé.
IC = Intervalle de confiance.

La truite arc-en-ciel s’avère le vertébré aquatique le plus sensible signalé dans des publications (Mayer et Ellersieck, 1986; Sewell et al., 1995c). Les valeurs de 50(concentration qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai) mentionnées par ces auteurs sont respectivement de 0,066 et de 0,45 mg/L. L’étude portant sur la CL₅₀ après 96 heures mentionnée par Sewell et al. (1995c) est inédite, mais elle a été citée dans un rapport évalué par les pairs (PISSC, 2000). Le saumon de l’Atlantique et le crapet arlequin sont aussi des espèces sensibles dont les valeurs de la CL₅₀ après 96 heures sont respectivement de 0,20 et de 0,23 mg/L (Zitko et al., 1976; Buccafusco et al., 1981).

L’effet du DNOC sur les vertébrés terrestres (le vison et la loutre), c’est-à-dire la valeur critique de la toxicité pour la faune, ou VCT, a été calculé à l’aide des données sur la toxicité en doses répétées par voie orale chez les mammifères (des rats), lesquelles sont mentionnées pour la substance (2,5 mg/kg de poids corporel par jour [p.c./j] dans une étude sur l’exposition par voie alimentaire des rats pendant 90 jours, dose minimale avec effet observé [DMEO]) (Den Tonkelaar et al., 1983). La VCT faune a été calculée au moyen de la valeur chronique (moyenne géométrique de la concentration sans effet observé [CSEO] et de la DMEO) tirée de l’étude sur les rats et corrigée en fonction du poids corporel d’une espèce sentinelle servant de base aux prévisions (Sample et al., 1996). Dans le cas présent, le vison et la loutre de rivière constituent ces espèces sentinelles.

La VCT_faune est donc calculée comme suit :

• VCT_faune = VC_heu · (PC_eu/PC_esp)

où :

• VC_heu = valeur chronique pour l’espèce utilisée (moyenne géométrique de la DMEO [2,5 mg/kg p.c./j] et de la CSEO [0,25 mg/kg p.c./j] = 0,8 mg/kg p.c./j)
  
• PC_eu = poids corporel moyen de l’espèce utilisée (0,35 kg)
  
• PC_esp = poids corporel de l’espèce sentinelle servant de base aux prévisions (0,807 kg pour le vison, et 6,01 kg pour la loutre) (communication personnelle du Service canadien de la faune, Environnement Canada, région de l’Ontario, 2004; source non citée dans les références).

Donc, VCT_faune = 0,8 × (0,35/0,807) = 0,35 pour le vison et 0,8 × (0,35/6,01) = 0,047 pour la loutre.

La CESE_faune est calculée comme suit au moyen de la VCT_faune :

• CESE_faune = VCT_faune/C

où :

• CESE_faune = concentration estimée sans effet pour la faune (mg/kg p.c./j)
  
• C = coefficient (pour tenir compte de la variation interspécifique, et de l’extrapolation des données de laboratoire aux données sur le terrain) (10).

Par conséquent, la CESE_vison est de 0,035 mg/kg p.c./j et la CESE_loutre, de 0,0047 mg/kg p.c./j.

Évaluation de l’exposition de l’environnement

Concentrations dans l’atmosphère et les précipitations

On n’a pas relevé de données de surveillance pour le DNOC dans l’atmosphère ou les précipitations au Canada. Le tableau 9 résume les données de surveillance provenant d’autres pays.

^a À moins d’indication contraire, les chiffres entre crochets indiquent l’intervalle des valeurs, s’il en est (par exemple [minimum-maximum]).

Le DNOC a été décelé dans l’atmosphère et les précipitations à un certain nombre d’endroits en Europe; toutefois, l’épandage de pesticides n’explique pas à lui seul la présence de phénols nitrés dans la pluie (Leuenberger et al., 1988). Schwarzenbach et al. (2003) ont démontré que le DNOC passe facilement de la phase gazeuse à la phase aqueuse et qu’il devrait donc se retrouver dans l’eau de pluie. Le DNOC a été décelé au Danemark, même s’il n’avait pas été utilisé au cours des dix années précédentes (Danish Environmental Protection Agency, 2001). Les concentrations mesurées dans la pluie au Danemark sont du même ordre de grandeur que celles décelées en Angleterre, en Allemagne et en Suisse.

Comme il a été impossible de recenser des données de surveillance pour le DNOC dans l’atmosphère ou les précipitations au Canada, on a établi plusieurs scénarios de rejet afin de calculer la quantité de DNOC qui pourrait être rejetée dans les eaux réceptrices au pays à la suite de l’entraînement par la pluie de cette substance présente dans l’atmosphère. Les scénarios comprenaient des données sur les précipitations provenant de 12 villes canadiennes, une estimation de la quantité de DNOC présente dans l’eau de pluie et des chiffres sur les eaux de ruissellement des zones bâties et naturelles qui sont traitées par une usine de traitement des eaux usées (UTEU). On a présumé que l’événement de précipitation qui éliminerait le DNOC de l’atmosphère serait une forte chute de pluie et que cette substance serait entraînée au tout début et non pendant toute la durée de l’événement. La concentration de DNOC utilisée dans le scénario est fondée sur les valeurs relevées pour les précipitations en Europe dont on a jugé qu’elles étaient des concentrations réalistes possibles de DNOC dans l’air au Canada. La concentration moyenne de DNOC dans l’eau des nuages du Nord de l’Allemagne (4,2 µg/L) a été choisie. On a présumé que l’eau de pluie serait rejetée comme une source ponctuelle par une UTEU, mais qu’elle ne serait pas traitée parce que l’efficacité d’élimination d’une UTEU pendant un orage est probablement faible. Les plus fortes concentrations de DNOC ont été mesurées dans les eaux réceptrices provenant des UTEU de London (0,0023 mg/L) et de Guelph, en Ontario (0,0023 mg/L), ainsi que de Granby, au Québec (0,0025 mg/L).

Concentrations en milieu aquatique

On n’a pas relevé de données de surveillance récentes pour le DNOC en milieu aquatique au Canada. Des données plus anciennes sur les concentrations de cette substance dans les eaux canadiennes et celles d’autres pays sont résumées dans le tableau 10.

^b Les chiffres entre crochets indiquent l’intervalle des valeurs, s’il en est (par exemple [minimum-maximum]).

^c Les chiffres entre crochets indiquent l’intervalle des valeurs, s’il en est (par exemple [minimum-maximum]).
^d La concentration moyenne dans l’effluent est mentionnée pour donner une idée de l’exposition qui en résulte. Cette valeur n’a pas été incluse dans la section sur les rejets de DNOC, car aucun renseignement n’a été fourni sur les quantités d’effluent et le taux de rejet.

Comme on n’avait pas relevé de données de surveillance récentes pour l’eau de surface au Canada, on a utilisé un modèle pour calculer l’exposition en milieu aquatique. Le scénario a fait appel au modèle ChemSim (Environnement Canada, 2003c) pour prédire les valeurs de l’exposition. Le modèle a été exécuté pour calculer trois valeurs du débit du cours d’eau et deux taux de charge (calculés dans la section sur les rejets de DNOC), soit en tout six passages. Tel qu’il est indiqué dans le scénario de rejet, on présume que le DNOC est utilisé pendant toute l’année et qu’il est rejeté continuellement (24 heures par jour) au cours de l’année (350 jours d’exploitation). Deux valeurs du faible débit du cours d’eau (le 2e centile et demi et le 10e centile) ont été choisies pour calculer les concentrations environnementales estimées (CEE) en période d’étiage. La valeur du débit au 50e centile a aussi été choisie pour calculer les CEE dans des conditions plus normales. On a estimé que la concentration maximale de DNOC à 20 m en aval de l’installation déclarante était inférieure à 0,006 mg/L pour un rejet de 5,7 kg/j (le pire des scénarios) et le débit du 2e centile et demi. Si le traitement dans une UTEU est pris en compte, la CEE est de 0,0014 mg/L.

Concentrations dans les sédiments, les boues d’épuration et le sol

Le tableau 11 résume les concentrations de DNOC mesurées dans le sol, les sédiments et les boues d’épuration. En raison de son débit élevé et de la vitesse de son courant, la rivière Sainte-Claire dilue et disperse rapidement cette substance, et une faible quantité seulement se retrouve dans les sédiments (1 %). D’après les résultats de la modélisation, 0,057 kg/j (ou 1 %) de DNOC pourrait être adsorbé sur les sédiments si le taux de rejet est de 5,7 kg/j.

^e Les chiffres entre crochets indiquent l’intervalle des valeurs, s’il en est (par exemple [minimum-maximum]).
^f < W est un qualificatif indiquant que l’échantillon peut contenir la substance à analyser, mais que sa concentration n’est probablement pas supérieure à la limite de détection de la méthode. W peut varier entre un tiers et un cinquième de cette limite de détection (MEEO, 1994).

Le DNOC a été décelé dans 13 % des boues urbaines échantillonnées au Canada pendant la période de 1980 à 1985; ses concentrations variaient entre 1 200 et 1 500 ng/g en poids sec, et sa concentration médiane était de 1 300 ng/g en poids sec (Webber et Lesage, 1989). Il n’a pas été décelé (limite de détection non spécifiée) dans les boues ou les composts de boues provenant de divers endroits au Canada échantillonnés en 1993 et 1994 (Webber et Nichols, 1995).

Le DNOC n’a pas été décelé (limite de détection de la méthode = 100 ng/g) dans 101 échantillons de sol de « parcs ruraux », ni dans 60 échantillons de sol d’« anciens parcs urbains » en Ontario (MEEO, 1994). De même, cette substance n’a pas été décelée (limite de détection = 50 ng/g) dans le sol agricole provenant de divers endroits au Canada (Webber, 1994).

Concentrations dans le biote

Le DNOC n’a pas été décelé dans des échantillons composites de poisson (limite de détection non mentionnée) provenant des États-Unis (DeVault, 1985).

Tel qu’il est indiqué dans la section portant sur le devenir dans l’environnement et la répartition, le potentiel de bioaccumulation du DNOC est relativement faible. Toutefois, comme on pourra le lire à la section sur la caractérisation des effets, les mammifères peuvent être assez sensibles au DNOC selon les résultats des études de toxicité en doses répétées par voie orale. L’exposition de la faune au DNOC présent dans les aliments et l’eau a donc été calculée.

Une CEE pour la faune a été obtenue en calculant la dose journalière totale de la substance pour le vison et la loutre. Un modèle d’énergétique fondé sur le modèle général d’exposition de la faune tiré de l’Exposure Factors Handbook de l’Agence de protection de l’environnement des États-Unis a été utilisé (US EPA, 1993).

où :

• DJT = dose journalière totale (mg/kg p.c./j)
  
• TML = taux métabolique libre normalisé du récepteur faunique d’intérêt (250 kcal/kg p.c./j pour le vison et la loutre de rivière)
  
• C_i = concentration de contaminant dans la énième espèce proie (mg/kg p.c.) (voir ci-dessous)
  
• P_i = pourcentage de la énième espèce proie dans l’alimentation (sans unité) (valeur par défaut : 35 % pour le vison et 100 % pour la loutre)
  
• GE_i = énergie brute de la énième espèce proie (valeur par défaut = 850 kcal/kg p.c. de proie)
  
• AE_i = efficacité d’assimilation de la énième espèce proie par le récepteur faunique (valeur par défaut = 0,91)
  
• Pt = pourcentage de temps passé par le récepteur dans la zone contaminée (= 9 % pour le vison et 0,06 % pour la loutre).

Le modèle prenait en compte le taux métabolique des récepteurs fauniques d’intérêt (le vison et la loutre), le pourcentage d’absorption de la nourriture par les récepteurs et le temps passé par les animaux dans la zone contaminée, qui est fondé sur l’aire de répartition type des récepteurs fauniques.

La concentration de la substance dans un poisson (C_i) doit être calculée en se fondant sur la valeur la plus élevée de la CEE_eau et un FBA. Ce dernier a été calculé à l’aide du modèle modifié de Gobas (Gobas et Arnot, 2003). Il représente une chaîne alimentaire benthique/pélagique et calcule l’accumulation due à toutes les sources dans un poisson du milieu de la chaîne alimentaire qui serait habituellement mangé par un mammifère piscivore.

• Ci = CEEeau · FBA

où :

• Ci = concentration dans un poisson proie (mg/kg p.c.)
  
• CEEeau = CEE calculée pour l’eau de surface (mg/L) (voir la section sur les concentrations en milieu aquatique)
  
• FBA = facteur de bioaccumulation pour la substance (L/kg) (voir la section sur le devenir dans l’environnement et la répartition)
  
• Ci = 0,0014 · 25 = 0,035

Le modèle a calculé que la CEE était de 0,0004 mg/kg p.c./j pour le vison et de 0,000 007 mg/kg p.c./j pour la loutre.