Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin ANNEXE C Oléoduc Énergie Est ltée. Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Mai 2016 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Table des matières ANNEXE C C.1. C.2 C.3 C.4 VALEURS DE RÉFÉRENCE DE TOXICITÉ POUR L’ÉVALUATION DES RISQUES ÉCOLOGIQUE EFFETS ENVIRONNEMENTAUX DES DÉVERSEMENTS DE PÉTROLE SUR LES POISSONS .................................................................................................................................. C-1 C.1.1 Valeurs de référence de toxicité fondées sur la narcose pour les organismes aquatiques ................................................................................................................... C-1 C.1.2 Effets potentiels sur le développement d’œufs et d’embryons de poisson découlant de l’exposition à des HAP totaux dans la colonne d’eau ............................ C-7 C.1.3 Effets phototoxiques des HAP ..................................................................................... C-9 EFFETS ENVIRONNEMENTAUX DES DÉVERSEMENTS DE PÉTROLE SUR LE RIVAGE ...................................................................................................................................... C-26 C.2.1 Définir le rétablissement ............................................................................................ C-27 C.2.2 Effets environnementaux d’un déversement de pétrole dans le golfe du Prince William .............................................................................................. C-29 C.2.3 Effets environnementaux d’un déversement de pétrole dans le golfe d’Alaska ........ C-33 C.2.4 Effets écologiques d’hydrocarbures persistants découlant du déversement par l’Exxon Valdez ........................................................................................................... C-34 EFFETS ENVIRONNEMENTAUX DES DÉVERSEMENTS DE PÉTROLE SUR LES SÉDIMENTS .............................................................................................................................. C-36 RÉFÉRENCES........................................................................................................................... C-40 Liste des Tableaux Tableau C-1 Tableau C-2 Tableau C-3 Tableau C-4 Tableau C-5 Estimations des valeurs de référence de la valeur aiguë finale (VAF), de la e valeur chronique finale (VCF) et de la concentration dangereuse 5 centile (CD5) pour les composés choisis d’hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM) et d’hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans l’eau .................... C-4 Valeurs de référence de toxicité représentatives de la valeur aiguë finale pour les pseudo-composants d’hydrocarbures sélectionnés ............................................... C-6 Descripteurs moléculaires de la LUMO, de la HOMO et de la GAP calculés pour cette étude ......................................................................................................... C-12 Phototoxicité, valeurs de l’allongement alternatif des télomères (ALT) et de la réplication de la protéine A (RPA) ............................................................................. C-15 Résumé des valeurs de référence des effets pour les HPT (mg/kg sédiments secs, normalisé à 1 % de carbone organique des sédiments) .................................. C-37 Liste des Figures Figure C-1 Figure C-2 Figure C-3 2 Estimations des rayons UVA quotidiens totaux à Saint John (W/m /jour) ................ C-20 Diagrammes de probabilité mensuelle et équations de régression pour prévoir 2 la probabilité de dépassement d’une valeur critique de rayons UVA (W/m /jour) ..... C-21 Valeurs saisonnières pour les sédiments en suspension, les détritus, et la chlorophylle a pour les zones dans la baie de Fundy................................................ C-25 Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-i Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique C-ii Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Cette annexe fournit des détails supplémentaires sur l’aspect technique de l’évaluation de la toxicité des hydrocarbures et du calcul des valeurs de référence de toxicité pour les communautés riveraines, intertidales et de poissons, ainsi que les communautés vivant dans les sédiments. C.1. Effets environnementaux des déversements de pétrole sur les poissons Les sous-sections suivantes décrivent en détail les mécanismes de toxicité des hydrocarbures pour les poissons, y compris trois principaux mécanismes de toxicité : la narcose, la maladie du sac bleu, et la phototoxicité. C.1.1 Valeurs de référence de toxicité fondées sur la narcose pour les organismes aquatiques Le concept de la narcose en tant que mode d’action toxicologique pour les composés organiques est compris depuis longtemps et a été classé par Verhaar et al. (1992). Les produits chimiques non polaires de type 1 ou « de référence » sont largement définis comme des produits chimiques organiques non ioniques ayant un mode d’action toxique similaire (c.-à-d. la narcose), qui n’interagissent pas avec des récepteurs précis dans un organisme et qui ne sont pas réactifs, compte tenu des effets aigus généraux. La narcose non polaire est le mécanisme le plus pertinent pour les déversements de pétrole, car elle comprend le groupe BTEX (benzène, toluène, éthylbenzène et xylène, également connu sous le nom d’hydrocarbure aromatique monocyclique ou HAM), les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), et le reste des groupes chimiques aliphatiques et aromatiques comprenant généralement des hydrocarbures pétroliers. Di Toro et al. (2000) et Di Toro et McGrath (2000) ont appliqué la théorie de la narcose non plaire pour définir des critères de qualité de l’eau et des sédiments pour les HAP, un composant de pétrole brut et aux mélanges d’hydrocarbures. Partant de la base selon laquelle les produits chimiques narcotiques touchent une catégorie cible de lipides dans l’ensemble de l’organisme, le modèle de Di Toro a été nommé « modèle de cible lipidique » (MCL). Le MCL a ensuite été validé pour une grande variété d’organismes aquatiques (des algues aux amphibiens) et une grande variété de composés d’hydrocarbures, y compris des mélanges complexes comme l’essence (McGrath et al., 2005) et des pétroles bruts (Di Toro et al., 2007). McGrath et Di Toro (2009) ont effectué une validation et un affinement plus poussés du MCL. Un autre modèle communément référencé (PETROTOX, Redman et al., 2012) comprend un modèle chimique (le modèle WAF) qui permet d’estimer les concentrations d’hydrocarbures dissous dans l’eau et le MCL (tel que McGrath et Di Toro [2009] l’ont paramétré) qui permet d’estimer la toxicité des hydrocarbures dissous. Dans cette évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement (ERSHE), la modélisation du transport de pétrole et du devenir des déversements à l’aide du modèle en 3D de SPILLCALC remplit la même fonction que le modèle WAF de Redman et al. (2012). Le MCL est, quant à lui, mis en œuvre à l’aide des valeurs des paramètres et d’autres données compatibles avec les paramètres de McGrath et Di Toro (2009). Puisque, selon certaines hypothèses, des concentrations d’hydrocarbures dans des organismes aquatiques sont en équilibre avec des concentrations dans l’environnement, qu’au niveau moléculaire, Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-1 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin des substances narcotiques ont des effets similaires sur des fonctions biologiques, et que le site de l’action toxique se trouve dans les lipides associés aux membranes biologiques, une concentration critique de contaminants (C*L avec des unités de µmol d’hydrocarbure/g de lipide ou d’octanol) peut être définie, afin de représenter le niveau d’exposition qui correspond à la toxicité aiguë ou chronique. Une certaine toxicité différentielle est observée pour certaines catégories d’hydrocarbures (comme les HAP), et ce point est traité à l’aide de facteurs de correction de la classe de produits chimiques. D’après la C*L et en tenant compte de la solubilité de composés organiques à plusieurs composants dans l’eau (ou l’eau interstitielle des sédiments), il est possible d’élaborer des modèles qui tiennent compte de la toxicité des mélanges d’hydrocarbures dans l’eau et les sédiments pour une grande variété de biote aquatique. Ce procédé a été mis en oeuvre et validé par Di Toro et al. (2000), Di Toro et McGrath (2000), McGrath et al. (2005), McGrath et Di Toro (2006, 2009) et Di Toro et al. (2007). McGrath et Di Toro (2009) donnent un résumé des valeurs de la C*L en fonction de la mortalité aiguë de 47 espèces d’organismes aquatiques, y compris les algues vertes, les protozoaires, les crustacés, les mollusques, les insectes, les poissons, et les amphibiens. Des valeurs de la C*L pour des espèces individuelles varient de 24,5 µmol/g octanol (Onchorhynchus gorbuscha/saumon rose) à 500 µmol/g octanol (Ankistrodesmus falcatus/a algue verte). Il y a une différentiation notable entre la sensibilité des espèces d’eau douce et d’eau salée, ou le groupe phylogénétique, et les espèces plus sensibles (C*L < 50 µmol/g octanol) incluent des représentants des poissons, des crustacés, des insectes, et des algues. Di Toro et al. (2000) ont estimé le rapport entre la toxicité aiguë et la toxicité chronique (ACR) pour la toxicité de produits chimiques narcotiques non polaires comme étant d’une valeur de 5,09. Des études ultérieures (comme McGrath et Di Toro, 2006; 2009) ont réduit cette valeur à 3,83. Lee et al. (2015) ont critiqué l’utilisation de l’ACR pour représenter des paramètres de toxicité chronique dans le MCL, en faisant valoir que « des hypothèses critiques supplémentaires sur la toxicité chronique [...] affaiblissent son application à l’évaluation des risques ». Toutefois, McGrath et Di Toro (2009) ne formulent pas les mêmes hypothèses mentionnées par Lee et al. (2015), selon lesquelles les mécanismes de toxicité aiguë et chronique sont les mêmes, et qu’un seul ACR moyen prédit la toxicité de tous les HAP pour les embryons de poissons. Selon McGrath et Di Toro (2009), « l’utilisation d’un ACR [basé sur 29 ensembles de données appariées sur la toxicité aiguë et chronique pour les hydrocarbures aliphatiques et les hydrocarbures aromatiques monocyclique et polycycliques] pour convertir un critère d’effet aigu en un critère d’effet chronique ne signifie pas que les modes d’action toxique sont les mêmes pour la toxicité aiguë et la toxicité chronique. Au contraire, un ACR permet d’estimer la toxicité chronique à partir de la toxicité aiguë d’un produit chimique ». McGrath et Di Toro (2009) avaient, notamment, pour objectif de déterminer si les valeurs de référence de toxicité chronique estimées à l’aide du MCL pouvaient protéger la santé des poissons aussi bien que les paramètres basés sur les paramètres sublétaux observés dans le cadre de l’exposition aux HAP pendant les premiers stades de la vie. Cette comparaison ne signifie pas que le MCL peut mécaniquement prédire la toxicité due à des paramètres comme la maladie du sac bleu et ne compromet pas non plus la validité du MCL. Au lieu de cela, il s’agit d’une simple comparaison pour déterminer si les paramètres basés sur le MCL se situent dans la même fourchette que les paramètres basés sur d’autres modes de toxicité des hydrocarbures pour la vie aquatique. C-2 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin En suivant un protocole de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (Stephan et al., 1985), e Di Toro et al. (2000) ont déterminé le 5 centile de la C*L comme étant représentatif d’une espèce sensible. Ce paramètre a ensuite été utilisé comme la base du calcul d’une valeur aiguë finale (VAF) et une valeur chronique finale (VCF = VAF/ACR) pour des hydrocarbures. La VAF est une estimation de la concentration de la matière qui serait mortelle pour 50 % des individus d’une espèce sensible exposés dans le cadre d’un essai de la toxicité aiguë. La VCF est une estimation de la concentration de la matière qui serait mortelle pour 50 % des individus d’une espèce sensible exposés de manière chronique. Ayant établi que les substances narcotiques de type 1 peuvent être traitées comme une catégorie ayant une toxicité additive (soumise à certains facteurs de correction propres à la classe de produits chimiques, tel qu’il est décrit ci-dessus), Di Toro et al. (2000) ont montré la façon dont la toxicité d’une substance narcotique non polaire dans l’eau (indiquée par les indices « w » (eau) et j (identité chimique) peut être convertie en unités toxiques (UT), qui peuvent, à leur tour, être résumées de manière explicite. Ces UT sont définies de sorte que lorsqu’une UT ou Σ UTj ≥ 1, on obtienne un paramètre de toxicité associé à C*W,j : UTW,j = CW,j/ C*W,j où UT sont les unités toxiques, CW,j représente les concentrations dans la colonne d’eau (mmol/L ou mg/L) des substances narcotiques, et C*W,j représente les concentrations critiques de ces composés (mmol/L ou mg/L) auxquelles une certaine réponse toxique spécifique peut être observée. Par exemple, une solution saturée de benzène dans l’eau a une concentration d’environ 2 000 mg/L. La VAF de CL50 pour le benzène dans l’eau est de 29,5 mg/L. Par conséquent, une solution saturée de benzène dans l’eau contient 2 000/29,5 ≈ 68 UT, où le paramètre toxique est la mortalité d’une espèce sensible. La prévision de la toxicité des pétroles exige que la toxicité des mélanges de composants pétroliers (composés individuels ou groupes de composés) soit prévue. Étant donné que ces mélanges sont additifs, il s’ensuit que : UTmélange = Σ TUW,j Par conséquent, la toxicité potentielle d’un mélange d’hydrocarbures peut être estimée sur la base de la somme de la toxicité (unités toxiques) de ses concentrations de composants dissous dans l’eau. Le niveau de protection impliqué dans ce calcul peut être établi en choisissant une valeur de C*L adéquate, conformément au tableau C1. Certaines hypothèses et limitations importantes du MCL doivent être prises en compte dans le contexte de son utilisation à titre d’outil d’évaluation des effets environnementaux des déversements de pétrole. On conçoit la narcose non polaire comme un mode d’action toxique réversible. S’ils ne sont pas tués ou gravement affectés par la narcose, les organismes exposés devraient être en mesure de se rétablir de l’exposition lorsque les concentrations ambiantes de substances narcotiques dans l’eau sont réduites. Cette observation concorde avec ce qui connu du métabolisme rapide et de l’excrétion d’hydrocarbures Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-3 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin par la plupart des organismes aquatiques, à l’exception de certains taxons comme les mollusques, qui ne disposent des vois enzymatiques nécessaires pour métaboliser les HAP). Tableau C-1 Estimations des valeurs de référence de la valeur aiguë finale (VAF), de la valeur chronique finale (VCF) et de la concentration dangereuse 5e centile (CD5) pour les composés choisis d’hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM) et d’hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans l’eau Produit chimique log Koe (L/kg) Masse moléculaire (g/mol) VAF (mg/L) utilisant C*L = 32 µmol/g octanol) VCF (mg/L) utilisant C*L = 8,36 µmol/g octanol) Benzène 1,943 78,11 29,5 7,71 Toluène 2,438 92,14 12,0 3,13 o-xylène 2,946 106,17 4,62 1,21 Éthylbenzène 3,006 106,17 4,06 1,06 m-xylène 3,032 106,17 3,84 1,00 p-xylène 3,051 106,17 3,68 0,96 Naphtalène 3,256 128,19 1,63 0,43 Phénanthrène 4,584 178,23 0,13 0,034 Chrysène 5,782 228,29 0,013 0,003 REMARQUE : L’estimation initiale de la VAF était de 35,3 µmol/g octanol (Di Toro et al., 2000). D’après des données plus récentes (McGrath et Di Toro, 2009), cette valeur est actualisée à environ 32 µmol/g octanol. La VCF est estimée sous le calcul VAF/ACR, et la valeur la plus récente pour l’ACR a été révisée de 5,09 (Di Toro et al., 2000) à 3,83 (McGrath et Di Toro, 2009). La VCF (anciennement de 6,94 µmol/g octanol) a donc été révisée à 32/3,83 = 8,36 µmol/g octanol. Les valeurs de log Koe et de poids moléculaire sont extraites de McGrath et Di Toro (2009). Les lipides dans un organisme exposé sont traités comme s’ils étaient une masse unique, et c’est sur cette base qu’est effectuée la normalisation lipidique des données sur les résidus tissulaires. Toutefois, il est peu probable qu’il y ait plusieurs masses lipidiques pertinentes dans un organisme (y compris à titre de cible lipidique minimale, de même que d’autres masses lipidiques comme les lipides de stockage, qui ont des propriétés de composition et de bioaccumulation différentes). Les lipides polaires comprennent des lipides associés à une membrane (p. ex. des phospholipides, des acides gras libres et des lipoprotéines), tandis que les lipides associés au stockage d’énergie sont majoritairement non polaires. Ainsi, il n’est pas certain que la cible lipidique atteigne l’équilibre avec des produits toxiques narcotiques au même taux que celui d’autres masses lipidiques dans l’organisme, et des concentrations critiques de lipides peuvent être sous-estimées si la cible lipidique atteint l’équilibre plus rapidement que ces autres masses (McCarty et al., 2013; McElroy et al., 2010). D’un autre côté, on a observé que des poissons et C-4 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin des œufs de poisson ayant une forte teneur en lipides affichaient une plus grande résistance aux produits chimiques hydrophobes que les poissons ayant une faible teneur en lipides, et on a émis l’hypothèse selon laquelle les lipides de stockage non polaires serviraient de tampon en absorbant les produits chimiques toxiques à un site ou la toxicité n’est pas exprimée (Lassiter et Hallam, 1990). La narcose non polaire ne tient pas compte du problème des produits chimiques qui peuvent avoir un mode d’action spécifique, tout en ayant potentiellement un effet narcotique de plus faible puissance. À titre d’exemple, on peut citer la phototoxicité (où l’exposition à la lumière ultraviolette peut causer une bien plus forte toxicité de certains composés d’HAP ou de leurs métabolites que le composé d’origine en tant que substance narcotique), ainsi que les effets de certains composés d’HAP sur des œufs en développement qui entraînent une multitude d’effets (comme des œdèmes du sac vitellin, des œdèmes péricardiques, des malformations crâniofaciales, et une hémorragie) et que l’on appelle collectivement la maladie du sac bleu (MSB). Toutefois, McGrath et Di Toro (2009) ont examiné les concentrations à effets déclarées pour ce dernier syndrome et ont conclu que le MCL et les concentrations à effets observés pour la MSB s’inscrivaient dans des fourchettes similaires. Divers auteurs ont noté que les courbes prédisant la toxicité de produits chimiques organiques hydrophobes dépassent la courbe de solubilité aqueuse pour ces composés à des valeurs de log Koe entre 5,5 et 6,5. De même, des modèles prédisant la bioconcentration de produits chimiques organiques issus de l’eau atteignent des valeurs maximales avec des valeurs de log Koe autour de 6, qui baissent avec des valeurs plus élevées (Arnot et Gobas, 2006). Tandis qu’une partie de cet effet est dû à l’insolubilité extrême de ces substances hydrophobes, le rôle des facteurs stérique empêchant le mouvement de grandes molécules à travers des membranes biologiques n’est pas exclu. D’après McGrath et Di Toro (2009), une valeur limite de log Koe de 6,4 est appliquée pour les composés d’HAM et d’HAP, bien qu’une limite inférieure de log Koe de 5,5 soit appliquée aux hydrocarbures aliphatiques, où les effets stériques causés par la taille moléculaire peut entraver l’absorption relative aux HAP. Dans la modélisation déterministe des déversements de pétrole, les trois types de pétrole brut ont été décrits à l’aide de 17 pseudo-composants individuels (fractions), chacun définissant un plus petit groupe de composés d’hydrocarbure ayant les mêmes caractéristiques (voir l’annexe B). En suivant les concepts décrits ci-dessus, on a calculé les concentrations critiques d’hydrocarbures dans l’eau pour chaque pseudo-composant ayant une valeur de log Koe inférieure à 6,4 (composés aromatiques) ou à 5,5 e (composés aliphatiques) pour une espèce réceptrice marine sensible (5 centile). Ainsi, seul 10 des pseudo-composants méritent d’être pris en compte comme fractions toxiques potentiellement biodisponibles; les 7 autres pseudo-composants représentent des fractions d’hydrocarbures qui ont une faible biodisponibilité et ne sont pas suffisamment solubles dans l’eau pour représenter un risque crédible de mortalité aiguë pour la vie aquatique. Les VAF prévues sont résumées dans le tableau C2 et représentent des concentrations qui entraîneraient la mortalité de 50 % des individus exposés d’une espèce sensible hypothétique (représentative des salmonidés, des crustacés et d’espèces d’algues sensibles) au cours d’une période d’exposition de 96 heures. À l’aide du système d’information géographique (GIS), les concentrations d’hydrocarbures prévues dans chaque cellule du domaine de modélisation ont été comparées à ces Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-5 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin valeurs de référence, et les résultats ont été résumés afin d’obtenir un quotient intégré sous la forme d’une UT. Une valeur moyenne mobile est ensuite calculée, et la moyenne maximale des UT sur 96 heures est choisie pour la présentation graphique. Un risque de mortalité directe pour les organismes aquatiques (y compris les poissons et les invertébrés) est déterminé dans des carrés de quadrillage où la moyenne mobile sur 96 heures dépasse l’unité. Tableau C-2 Valeurs de référence de toxicité représentatives de la valeur aiguë finale pour les pseudo-composants d’hydrocarbures sélectionnés Pseudocomposant Description Masse moléculair 2 e (g/mol) Classe de produits chimiques 3 narcotiques Facteur de correction du logarithme de la classe de produits chimiques narcotiques Log Koe 4 Valeur aiguë finale (VAF, mg/L) VOL Composés volatils 67,5 Aliphatiques 0,000 2,88 4,35 AR1 Benzène 78,1 HMA -0,109 2,13 19,7 AR2 Toluène, éthylbenzène, xylène 98,7 HMA -0,109 2,92 4,54 AR3 Aromatiques >C8-C10 120,0 HMA -0,109 3,59 1,30 AR4 Aromatiques >C10-C12 130,0 HAP -0,352 3,79 0,52 AR5 Aromatiques >C12-C16 150,0 HAP -0,352 4,09 0,32 AR6 Aromatiques >C16-C21 190,0 HAP -0,352 4,59 0,14 AR7 Aromatiques >C21-C34 240,0 HAP -0,352 5,49 0,025 AL1 Aliphatiques C6-C8 100,0 Aliphatiques 0,000 3,99 0,59 AL2 Aliphatiques >C8-C10 130,0 Aliphatiques 0,000 4,89 0,11 REMARQUES : 1 Les fourchettes dans cette colonne représentent le nombre d’atomes de carbone dans la molécule d’hydrocarbure (p. ex. des aromatiques contenant moins de C8C10 seraient des molécules contenant au moins un cycle benzénique avec notamment 9 ou 10 atomes de carbone. 2 PM est le poids moléculaire. 3 Trois catégories différentes de produits chimiques à base d’hydrocarbures sont indiquées dans cette colonne : les aliphatiques sont des composés d’hydrocarbures comprenant des chaînes d’atomes de carbone. Les hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM) sont des composés d’hydrocarbures contenant une seule structure de cycles (aromatiques) benzéniques. Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont des composés d’hydrocarbures contenant plus d’une structure de cycles aromatiques. 4 « log Koe » désignele logarithme de la moyenne du coefficient de partage octanol-eau pour un pseudo-composant donné, ce qui indique l’hydrosolubilité relative de cette fraction d’hydrocarbure et sa tendance à se répartir au cours de la phase lipidique des organismes exposés. C-6 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin C.1.2 Effets potentiels sur le développement d’œufs et d’embryons de poisson découlant de l’exposition à des HAP totaux dans la colonne d’eau L’exposition chronique aux HAP, y compris les HAP alkylés, peuvent causer divers effets sur les poissons. Certains de ces effets peuvent simplement être des indicateurs d’une exposition à des hydrocarbures pétroliers (p. ex. des changements dans l’activité des cytochromes ou l’activation des enzymes). D’autres d’effets peuvent être des indicateurs d’une baisse de la forme physique ou d’effets néfastes à long terme (p. ex. des réponses non mortelles, comme des changements dans le développement d’embryons de poisson largement désignés comme découlant de la maladie du sac bleu ou de l’induction d’une tumeur chez les poissons adultes). Ces types d’effets peuvent ou non entraîner des effets sur la population des poissons. Enfin, certains effets sont clairement néfastes dans le contexte de la Loi sur les pêches (p. ex. mortalité ou réduction de l’éclosion des œufs exposés). La maladie du sac bleu désigne une série d’anomalies morphologiques chez des embryons de poisson, qui peuvent être associées à un choc chimique, physique ou thermique. Les symptômes courants incluent des œdèmes oculaires, des œdèmes du sac vitellin, des œdèmes péricardiques, des difformités crâniofaciales et spinales, des anomalies du système circulatoire, et une hémorragie (Fallahtafti et al., 2011). Les œdèmes péricardiques semblent être l’indicateur morphologique le plus sensible de l’exposition des poissons embryonnaires au pétrole brut (Marty et al., 1997a; Carls et al., 1999). Cependant, le développement de symptômes associés à la MSB n’entraîne pas forcément la mortalité des embryons de poisson. Les effets de l’HAP peuvent varier en gravité, partant d’une cessation complète du développement de l’embryon et du décès avant le début de l’alimentation à des réductions mineures de la croissance (Hodson et al., 2011). Des constatations récentes indiquent que le faible niveau d’exposition des embryons de poisson en développement aux HAP découlant de pétrole brut peut causer une baisse de la performance cardiaque plus tard dans la vie (Incardona et al., 2015). Les effets non mortels causés par la MSB peuvent influencer les taux de survie en minant la capacité des larves de poisson à échapper à des prédateurs et à capturer des proies (Carls et al., 1999; Fallahtafti et al., 2011). Dans certains cas, les poissons montrent des effets qui concordent avec une éclosion prématurée, comme une augmentation du volume du vitellus et du glycogène hépatocellulaire, une apoptose accrue des cellules gonadales, et une réduction de la quantité de nourriture dans la voie gastrointestinale (Marty et al., 1997b). Ces effets diminueraient probablement les chances de survie en mer, car la capacité de nager diminue avec l’absorption du vitellus, et elle est à son niveau le plus faible avant l’absorption complète, ce qui réduit fortement les chances d’échapper à la prédation (Marty et al., 1997b) En outre, les poissons prématurés n’avaient pas encore commencé l’alimentation exogène (Marty et al., 1997b). Une éclosion prématurée (de 2 à 7 jours plus tôt) a également été observée aux premiers stades de vie de poissons exposés à des sables bitumineux naturels et été attribuée à la rupture des glandes d’éclosion (Colavecchia et al., 2006). Plusieurs études ont associé la MSB au cours des premiers stades de vie des poissons à l’exposition à du pétrole brut ou à des HAP. Nombre de ces études ont été menées à la suite du déversement de pétrole de l’Exxon Valdez (DPEV) survenu en 1989 dans le golfe du Prince William (GPW), en Alaska. Toutefois, il y a eu une controverse considérable concernant la sensibilité des œufs et des embryons de Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-7 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin poisson à l’exposition aux HAP. On ne connaît pas les mécanismes exacts menant à une malformation et à des effets non mortels liés aux HAP chez des poissons aux premiers stades de leur vie (Incardona et al., 2004). Par ailleurs, on ne sait pas avec exactitude si des composés individuels agissent par l’entremise de mécanismes séparés ou s’ils partagent un mode d’action commun (Incardona et al., 2004). Par exemple, tandis que la narcose est souvent considérée comme le principal mode de toxicité pour les HAP de faible poids moléculaire, des travaux d’Incardona et al. (2004) ont indiqué que même si des HAP à trois cycles perturbaient la fonction cardiaque, ils n’affectaient pas la fonction neuronale. Des doses de phénanthrène et de dibenzothiophène qui ont arrêté la circulation n’ont pas immobilisé les embryons et n’ont pas non plus causé une insensibilité à la stimulation mécanosensible, qui sont tous les deux indicateurs de la narcose (Incardona et al., 2004). En outre, cette cardiotoxicité semblait être exercée par une voie qui n’exige pas l’activation du récepteur aryl-hydrocarbone (Incardona et al., 2009). Cette constatation appuie une hypothèse antérieure selon laquelle même si des HAP à plusieurs cycles peuvent exiger l’activation par le système enzymatique CYP1A, certains HAP peuvent être directement toxiques (Carls et al., 1999). Certains chercheurs suggèrent que l’induction de l’enzyme CYP1A contribue grandement à la toxicité des HAP et à l’occurrence de signes de la maladie du sac bleu. Brinkworth et al. (2003) ont émis l’hypothèse selon laquelle une activité prolongée de l’enzyme CYP1A causée par une exposition continue au rétène (un phénanthrène alkylé) peut augmenter la formation de dérivés actifs de l’oxygène (DRO), entraînant ainsi des œdèmes (réduction de l’intégrité cellulaire des vaisseaux sanguins). Cette hypothèse concorde avec l’observation de la toxicité du rétène, dans laquelle la MSB se présente souvent sous la forme d’une hémorragie vasculaire (Brinkworth et al., 2003). Brinkworth et al. (2003) ont également proposé que le retard observé entre l’induction de l’enzyme CYP1A et l’apparition ultérieure de la MSB indique que les défenses contre le stress oxydatif doivent être épuisées avant l’apparition de ce dernier. Par exemple, les truites juvéniles (qui sont résistantes au stress oxydatif lié aux stades larvaires) peuvent maintenir des niveaux élevés d’antioxydants par l’alimentation, tandis que les larves disposent d’une quantité limitée d’aliments fournis par la mère (Brinkworth et al., 2003). Lorsque la maladie du sac bleu entraîne la mortalité d’embryons, cela peut être dû à la mauvaise utilisation des métabolites de vitellus et au manque de sources alimentaires en raison d’une dégradation des vaisseaux vittelins approvisionnant l’embryon (Billiard et al., 1999 dans Brinkworth et al., 2003). Chez les larves, les œdèmes constituaient la principale cause de mortalité et étaient accompagnés d’une baisse du débit sanguin vers les tissus, l’interférence avec la fonction du système nerveux, et une augmentation des dépenses en énergie (Carls et al., 1999). Dans des cas d’œdèmes péricardiques et du sac vitellin, le débit sanguin peut être réduit dans une mesure telle que les tissus deviennent nécrotiques et le poisson meurt (Marty et al., 1997a). Des indicateurs communs de la toxicité, tels que la mortalité et l’éclosion réussie, n’ont pas été déterminés comme étant des paramètres sensibles (Fallahtafti et al., 2011). Du point de vue de la mortalité, la différence entre les valeurs de CE50 et de CL50 variait de 5 à 50 fois, et l’éclosion n’était pas affectée par des concentrations de métabolites d’HAP causant d’autres effets sur les embryons (p. ex. la mortalité avant et après l’éclosion; Fallahtafti et al., 2011). C-8 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin D’après les renseignements examinés dans le présent document et la référence particulière aux études menées par Brannon et al. (2006), McIntosh et al. (2010) et Wu et al. (2012), on conclut que les symptômes les plus précoces et les plus graves de la MSB chez les embryons de poisson exposés à des HAP totaux se manifestent à des concentrations autour de 1 µg/L. La mortalité des œufs de salmonidés et des embryons en développement peut survenir si la concentration d’HAP totaux dissous dans leur habitat d’incubation dépasse 10 µg/L au cours de l’exposition chronique. Toutes les espèces et tous les stades de vie ne présentent pas une sensibilité égale. Les œufs de poisson semblent être les plus sensibles au cours des premières 24 heures suivant la fertilisation. À d’autres moments de la période d’incubation ou pour les larves de poisson nageant librement, des expositions à court terme à des concentrations d’HAP totaux atteignant 100 µg/L peuvent causer des effets néfastes. C.1.3 Effets phototoxiques des HAP La phototoxicité accrue des composés d’hydrocarbures peut survenir lorsque des composés précis (généralement des HAP) subissent une bioaccumulation, puis sont ensuite activés par l’exposition à de la lumière ultraviolette (UV) dans les régions à UVA et à UVB. La plage critique de longueurs d’onde semble se situer en 320 et 400 mm (Giesy et al., 2013), même si la lumière visible peut également causer une certaine activation. Dans ces conditions, les molécules d’HAP sont excitées et produisent des molécules à l’état singulet et triplet. L’énergie est libérée lorsque la molécule excitée retourne à l’état non excité, en étant transférée aux molécules d’oxygène dans la cellule et en générant des dérivés actifs de l’oxygène, des radicaux libres et d’autres produits réactifs qui entraînent un stress oxydatif, des dommages aux tissus (notamment des membranes intracellulaires) et une mortalité accrue (Willis et Oris, 2014; Sellin Jeffries et al., 2013). Cette réponse toxicologique survient après l’exposition à des concentrations d’HAP qui ne susciteraient pas de réponse en l’absence de l’exposition à une énergie lumineuse suffisante (Giesy et al., 2013). La phototoxicité est peut-être le paramètre de toxicité des hydrocarbures le plus difficile à modéliser pour des poissons et d’autres espèces aquatiques et, parallèlement, elle peut survenir à la limite de concentration la plus faible. Venant compliquer l’évaluation est le besoin de non seulement tenir compte de l’exposition chimique du biote aquatique aux HAP en tant que substances dissoutes dans la colonne d’eau, mais également de prendre en compte les facteurs suivants : • la bioaccumulation des HAP dissous, qui peut dépendre du stade de vie ou de l’organisme récepteur ainsi que d’autres facteurs, comme la teneur en lipides qui affecte la bioaccumulation; • la pigmentation et la taille du corps peuvent réduire la sensibilité des organismes récepteurs à la phototoxicité en limitant l’intensité de la lumière UVA qui atteint les cellules cibles, et, de ce fait, le biote le plus sensible est celui qui est petit et transparent; • l’exposition de l’organisme récepteur à la lumière dans la plage de longueurs d’onde appropriée, qui peut varier en fonction des saisons et de conditions météorologiques précises régulant l’intensité de la lumière à la surface de l’eau; Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-9 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin • le moment de la journée ou la durée de la journée, et les conditions de la qualité de l’eau propres au site qui régulent la pénétration de la lumière dans la colonne d’eau et son absorbance en fonction de la profondeur; • l’emplacement (c.-à-d. la profondeur) de l’organisme récepteur dans la colonne d’eau comme facteur déterminant de l’exposition à la lumière, ainsi que la qualité de l’eau qui déterminera jusqu’à quelle profondeur de la colonne d’eau une exposition critique à la lumière UVA peut aller (p. ex. la présence de particules solides en suspension qui absorbent et diffusent la lumière, limitant ainsi la propagation vers le bas). D’autres facteurs peuvent également être pris en compte. Ils incluent, sans toutefois s’y limiter : la sensibilité intrinsèque de l’organisme récepteur (qui peut être affectée par des facteurs tels que la taille, l’âge ou le degré de pigmentation), et la capacité du récepteur à déclencher la réparation au niveau infracellulaire au cours de périodes de faible intensité lumineuse en cas de réception d’une dose non mortelle. Même s’il existe des documents indiquant que le phénomène de la phototoxicité se produit à des concentrations d’HAP pertinentes sur le plan environnemental et dans le cadre d’une exposition à la lumière ultraviolette, certains chercheurs ont remis en question l’hypothèse selon laquelle le phénomène serait significatif sur le plan écologique à plus grande échelle (McDonald et Chapman, 2002). Dans ce contexte, Barron et al. (2000, 2003, 2008) penchent en faveur du potentiel significatif de risques de phototoxicité accrue propre à un emplacement ou à une saison découlant d’un déversement de pétrole brut. D’un autre côté, Sellin Jeffries et al. (2013) ont conclu que moins de 1 % de la population de jeunes harengs dans le golfe du Prince William aurait été présent à des profondeurs associées à un risque significatif de phototoxicité liée aux HAP en 1989 (soit l’année du DPEV). Ces points de vue divergents illustrent le débat en cours sur l’importance écologique des risques associés à la phototoxicité. Des travaux clés sur la phototoxicité et la toxicité relative des HAP individuels ont été réalisés par Newsted et Giesy (1987) à l’aide du crustacé d’eau douce Daphnia magna, et par Oris et Giesy (1987) à l’aide du tête-de-boule. C’est sur la base de ces études clés que se fonde une grande partie des travaux réalisés ultérieurement pour élaborer des relations quantitatives structure-activité visant à prévoir la phototoxicité potentielle d’autres molécules d’hydrocarbures. Ces études comprennent des études menées par Mekenyan et al. (1994) et Veith et al. (1995) qui ont attiré l’attention sur la différence d’énergie (GAP) entre l’orbitale moléculaire occupée de haute énergie (HOMO) et l’orbitale moléculaire inoccupée de plus basse énergie (LUMO) comme étant un facteur pertinent pour l’absorbance de la lumière et l’excitation des molécules qui déclenchent la phototoxicité. À partir de ces travaux, on a conclu que des produits chimiques aromatiques qui sont phototoxiques à la lumière du soleil présentent des différentes d’énergie allant de 6,7 à 7,5 eV. Veith et al. (1995) ont également montré que les principales structures cycliques des HAP sont chargées de déterminer l’activité phototoxique, et que l’absence de substituants et de chaînes latérales (comme dans le cas des molécules alkylées d’HAP) a éventuellement peu d’effet sur cette activité. Plus récemment, de Lima Ribeiro et Ferreira (2005) ont proposé un modèle qui tenait compte des valeurs critiques de l’HOMO et la LUMO en plus de la différence d’énergie, indiquant une plus vaste plage de différence d’énergie allant de 7,2 ± 0,7 eV comme C-10 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin facteur pertinent pour la classification des produits chimiques phototoxiques. À l’aide de ce modèle, la phototoxicité des HAP individuels peut être prévue et normalisée relativement à la phototoxicité de l’anthracène comme substance modèle. Cela simplifie l’évaluation de mélanges complexes, étant donné que des concentrations d’HAP bioaccumulées par les organismes peuvent être exprimées en équivalents en HAP totaux phototoxiques (tpPAHeq). Cette approche d’évaluation de la phototoxicité potentielle dans l’ERSHE s’appuie sur des approches antérieures publiées, y compris par Lima Ribeiro et Ferreira (2005) et par Sellin Jeffries et al. (2013). Aux fins de l’évaluation de la phototoxicité, l’accumulation d’hydrocarbures dans les œufs de poissons, les larves de poisson ou les invertébrés présents ou suspendus dans la colonne d’eau est basée sur un modèle mis au point par Arnot et Gobas (2004). Des facteurs de bioconcentration à l’état stable pour chaque espèce ont été évalués pour chaque composé biodisponible à l’aide de l’équation suivante : KBE = flipide • KOE + fmatière organique non lipidique • β • KOE + fteneur en eau où KBE est le coefficient de partage biote-eau (L/kg poids frais de tissus), flipide est la fraction lipidique de l’organisme (sans unité), KOE est le coefficient de partage octanol-eau (L/kg), fmatière organique non lipidique est la fraction de l’organisme à base de matière organique non lipidique (sans unité), β (sans unité) est la constante de proportionnalité de la capacité de sorption de la matière organique non lipidique par rapport à celle de l’octanol, et fteneur en eau est la fraction de l’organisme à base d’eau (L eau/kg tissu ou sans unité, en supposant que 1 L d’eau équivaut à 1 kg). La concentration dans l’organisme entier de chaque pseudo-composant ou composé d’HAP chez chaque espèce aquatique (Cpélagique; mg/kg de poids frais) peut alors être calculée comme suit : Cpélagique = KBE • Ceau où Ceau est la concentration d’HAP dissous dans l’eau (mg/L). À l’aide de cette approche, on prévoit les concentrations tissulaires maximales des composés d’HAP individuels en tant que concentrations d’équilibre, en fonction des concentrations maximales d’HAP prévues dans l’eau et dans tout carré de quadrillage modélisé (c.-à-d. pour les emplacements dans l’ensemble de la ZEADM), et à des intervalles de profondeur dans la colonne d’eau, en fonction de la modélisation déterministe en 3D du devenir et du transport du pétrole déversé. En suivant l’approche élaborée par de Lima Ribeiro et Ferreira (2005), les valeurs de l’HOMO, de la LUMO et de la différence d’énergie ont été évaluées pour tous les analytes d’intérêt en vue de mettre au point un modèle capable de prévoir le potentiel phototoxique de chaque HAP d’intérêt. Pour des raisons de cohérence, les valeurs déclarées antérieurement par Lima Ribeiro et Ferreira (2005) ont été à nouveau évaluées de façon indépendante. L’analyse a tenu compte des HAP d’origine non substitués ainsi que des HAP alkylés. La première étape de cette approche comprenait l’optimisation des géométries (selon la méthode de Lima Ribeiro et Ferreira [2005]) en utilisant la méthode semi-empirique de calcul de l’orbitale moléculaire AM1 mise en œuvre dans le logiciel HyperChem (version 8). Les géométries optimisées ont ensuite servi à estimer la HOMO et la LUMO, qui ont à leur tour été utilisées pour calculer les valeurs de différence d’énergie pour chaque HAP d’intérêt (tableau C-3). Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-11 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin En comparant les valeurs de la HOMO, de la LUMO et de la différence d’énergie avec les valeurs déclarées par de Lima Ribeiro et Ferreira (2005), on a obtenu une concordance avec des différences généralement inférieures à 5 %. Tableau C-3 Descripteurs moléculaires de la LUMO, de la HOMO et de la GAP calculés pour cette étude LUMO (eV) HOMO (eV) GAP (eV) Anthracène -0,212 -8,495 8,283 Acénaphtène -0,203 -8,502 8,299 C1-acénaphthène -0,935 -8,944 8,009 Acénaphtylène -1,043 -8,574 7,531 Acridine -0,839 -8,123 7,284 Benzo[a]anthracène -0,814 -8,206 7,392 Benzo[b,j]fluoranthène -1,176 -8,315 7,139 Benzo[k]fluoranthène -0,908 -8,300 7,392 Benzo[g,h,i]pérylène -1,065 -8,025 6,960 Benzo[c]phénanthrène -0,631 -8,391 7,760 Benzo[a]pyrène -1,111 -7,923 6,812 Benzo[e]pyrène -0,855 -8,219 7,364 Chrysène -0,674 -8,372 7,698 Dibenzo[a,h]anthracène -0,805 -8,255 7,451 Fluoranthène -0,928 -8,631 7,702 Fluorène -0,219 -8,711 8,492 C1-fluorène -0,213 -8,638 8,425 HAP C-12 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Tableau C-3 Descripteurs moléculaires de la LUMO, de la HOMO et de la GAP calculés pour cette étude LUMO (eV) HOMO (eV) GAP (eV) C2-fluorène -0,198 -8,619 8,421 C3-fluorène -0,199 -8,586 8,387 Indéno[1,2,3-cd]pyrène -1,284 -8,136 6,853 Indéno[1,2,3-cd]fluoranthène -1,335 -8,544 7,209 Naphtalène -0,266 -8,711 8,445 C1-naphtalène -0,256 -8,602 8,346 C2-naphtalène -0,247 -8,565 8,318 C3-naphtalène -0,230 -8,543 8,313 C4-naphtalène -0,217 -8,480 8,263 Phénanthrène -0,408 -8,617 8,209 Pérylène -1,156 -7,857 6,701 Pyrène -0,889 -8,132 7,243 Quinoline -0,466 -9,182 8,715 Rétène -0,362 -8,498 8,136 Biphényl 0,422 -9,545 9,967 C1-biphényl 0,413 -9,286 9,699 C2-biphényl 0,428 -9,229 9,657 Dibenzothiophène -0,399 -8,201 7,802 C1-dibenzothiophène -0,373 -8,146 7,773 C2-dibenzothiophène -0,347 -8,104 7,757 C3-dibenzothiophène -0,341 -8,098 7,757 C4-dibenzothiophène -0,330 -8,066 7,736 C1-phénanthrène/anthracène -0,610 -8,294 7,684 C2-phénanthrène/anthracène -0,601 -8,255 7,654 C3-phénanthrène/anthracène -0,566 -8,217 7,652 C4-phénanthène/anthracène -0,598 -8,212 7,614 C1-fluoranthène/pyrène -0,889 -8,317 7,427 HAP Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-13 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Tableau C-3 Descripteurs moléculaires de la LUMO, de la HOMO et de la GAP calculés pour cette étude LUMO (eV) HOMO (eV) GAP (eV) C2-fluoranthène/pyrène -0,870 -8,268 7,397 C3-fluoranthène/pyrène -0,874 -8,228 7,353 C4-fluoranthène/pyrène -0,842 -8,189 7,347 C1-benzo[a]anthracène/chrysène -0,752 -8,191 7,438 C2-benzo[a]anthracène/chrysène -0,733 -8,147 7,414 C3-benzo[a]anthracène/chrysène -0,709 -8,119 7,410 C4-benzo[a]anthracène/chrysène -0,733 -8,151 7,418 C1-benzo(bjk)fluoranthène/benzo[a]pyrène -0,983 -8,194 7,211 C2-benzo(bjk)fluoranthène/benzo[a]pyrène -0,998 -8,113 7,115 HAP Le même ensemble de formation que celui utilisé par de Lima Ribeiro et Ferreira (2005) a servi à élaborer un modèle visant à prévoir le potentiel phototoxique des HAP d’intérêt. Cet ensemble de formation incluait la phototoxicité mesurée pour 17 HAP d’origine non substitués, tel qu’il est déclaré par Mekenyan et al. (1994). La première étape de la mise au point du modèle était de linéariser les valeurs de la HOMO, de la LUMO et de la différence d’énergie à l’aide d’équations établies par de Lima Ribeiro et Ferreira (2005). Ensuite, les régressions ont pris en compte la capacité de prévoir la phototoxicité mesurée de composés inclus dans l’ensemble de données de formation à l’aide des valeurs linéarisées de l’HOMO, de la LUMO et de la différence d’énergie (indiquées par HOMO’, LUMO’, GAP’). Plusieurs régressions utilisant les valeurs HOMO’, LUMO’, GAP’ ainsi qu’une simple régression basée sur des valeurs GAP’ ont été évaluées. La régression multiple basée sur les trois descripteurs a démontré les meilleures valeurs de corrélation et les plus faibles différences entre la phototoxicité prévue et la phototoxicité mesurée. La régression multiple suivante est menée pour l’évaluation du potentiel de phototoxicité : 2 Phototoxicité = 1,854 GAP’ + 0,105 HOMO’ – 1,709 LUMO’ – 2,604 (r = 0,929) Une fois établies, les valeurs de phototoxicité sont ensuite converties en une période mortelle ajustée (ALT;h) comme suit : ALT = [1/10 • Phototoxicité] / 60 C-14 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Ces valeurs ALT sont ensuite utilisées pour normaliser l’activité photodynamique relative (APR) de chaque HAP d’intérêt relativement à l’anthracène. Les valeurs de phototoxicité, ALT et APR pour chaque HAP d’intérêt sont présentées dans le tableau C4. L’anthracène est énuméré en premier afin de faciliter la comparaison avec d’autres HAP. Cette procédure de normalisation (c.-à-d. les valeurs APR) permet d’évaluer la phototoxicité des différents composés d’HAP en fonction d’unités toxiques par rapport à la phototoxicité de l’anthracène. Tableau C-4 Phototoxicité, valeurs de l’allongement alternatif des télomères (ALT) et de la réplication de la protéine A (RPA) Phototoxicité ALT (h) RPA Anthracène -2,359 4 1,00 Acénaphtène -2,994 16 0,23 C1-acénaphthène -3,000 17 0,23 Acénaphtylène -3,301 33 0,11 Acridine -2,540 6 0,66 Benzo[a]anthracène -2,407 4 0,89 Benzo[b,j]fluoranthène -2,251 3 1,28 Benzo[k]fluoranthène -2,427 4 0,86 Benzo[g,h,i]pérylène -2,417 4 0,87 Benzo[c]phénanthrène -2,736 9 0,42 Benzo[a]pyrène -2,548 6 0,65 Benzo[e]pyrène -2,401 4 0,91 Chrysène -2,678 8 0,48 Dibenzo[a,h]anthracène -2,452 5 0,81 Fluoranthène -2,796 10 0,37 Fluorène -3,246 29 0,13 C1-fluorène -3,163 24 0,16 C2-fluorène -3,135 23 0,17 C3-fluorène -3,093 21 0,18 Indéno[1,2,3-cd]pyrène -2,342 4 1,04 Indéno[1,2,3-cd]fluoranthène -2,094 2 1,84 Naphtalène -3,270 31 0,12 HAP Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-15 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Tableau C-4 Phototoxicité, valeurs de l’allongement alternatif des télomères (ALT) et de la réplication de la protéine A (RPA) HAP Phototoxicité ALT (h) RPA C1-naphtalène -3,141 23 0,17 C2-naphtalène -3,091 21 0,19 C3-naphtalène -3,053 19 0,20 C4-naphtalène -2,956 15 0,25 Phénanthrène -3,186 26 0,15 Pérylène -2,666 8 0,49 Pyrène -2,357 4 1,00 Quinoline -3,791 103 0,04 Rétène -3,011 17 0,22 Biphényl -2,882 13 0,30 C1-biphényl -2,874 12 0,31 C2-biphényl -2,858 12 0,32 Dibenzothiophène -2,527 6 0,68 C1-dibenzothiophène -2,445 5 0,82 C2-dibenzothiophène -2,385 4 0,94 C3-dibenzothiophène -2,376 4 0,96 C4-dibenzothiophène -2,330 4 1,07 C1-phénanthrène/anthracène -2,717 9 0,44 C2-phénanthrène/anthracène -2,702 8 0,45 C3-phénanthrène/anthracène -2,704 8 0,45 C4-phénanthène/anthracène -2,669 8 0,49 C1-fluoranthène/pyrène -2,552 6 0,64 C2-fluoranthène/pyrène -2,504 5 0,72 C3-fluoranthène/pyrène -2,491 5 0,74 C4-fluoranthène/pyrène -2,494 5 0,73 C1-benzo[a]anthracène/chrysène -2,447 5 0,82 C2-benzo[a]anthracène/chrysène -2,420 4 0,87 C-16 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Tableau C-4 Phototoxicité, valeurs de l’allongement alternatif des télomères (ALT) et de la réplication de la protéine A (RPA) Phototoxicité ALT (h) RPA C3-benzo[a]anthracène/chrysène -2,427 4 0,86 C4-benzo[a]anthracène/chrysène -2,445 5 0,82 C1-benzo(bjk)fluoranthène/benzo[a]pyrène -2,546 6 0,65 C2-benzo(bjk)fluoranthène/benzo[a]pyrène -2,541 6 0,66 HAP La phototoxicité se produit lorsque des composés d’HAP bioaccumulés sont activés par l’exposition à une énergie lumineuse UVA suffisante. Au Nouveau-Brunswick, Environnement Canada mesure le rayonnement solaire incident à deux emplacements : Fredericton et Bas-Caraquet. Il n’y a pas de stations à proximité de la baie de Fundy qui mesurent et enregistrent le rayonnement solaire incident. Toutefois, la région de la baie de Fundy est encline à des périodes plus fréquentes de conditions brumeuses et de ciel couvert. Par conséquent, une approche a été élaborée pour estimer l’intensité du rayonnement UVA incident à la surface de la Terre pour Saint John, en tant qu’emplacement représentatif à la baie de Fundy. Le rayonnement solaire incident se compose d’énergie rayonnante ultraviolette, visible et infrarouge avec des longueurs d’onde variant de 200 nanomètres (nm) à 1 mm. Le rayonnement UV présente la plus courte plage de longueurs d’onde (de 200 à 400 mm). La lumière visible varie de 400 à 700 nm et le rayonnement infrarouge varie de 700 nm à 1 mm. La partie ultraviolette du rayonnement total peut être divisée en trois plages de longueurs d’onde comme suit : • UVC – de 200 à 280 nm • UVB – de 280 à 320 nm • UVA – de 320 à 400 nm Le rayonnement UV constitue environ 8 % du rayonnement solaire total à la surface de la Terre. Ces rayons UV comprennent en grande partie des rayons UVA, étant donné que les rayons UVC sont complètement absorbés par l’atmosphère et que la plupart des rayons UVB sont absorbés avant d’atteindre la surface de Terre (Moan, 2001). Le rapport UVA-UVB à la surface de Terre dépend de la latitude, de la position du soleil dans le ciel, de la couverture nuageuse, et de l’épaisseur de la couche d’ozone (Moan, 2001). D’après la documentation, les rayons UVA et UVB constituent environ 7 % et 1 % du rayonnement solaire total à la surface de la Terre, respectivement (Moan, 2001). Afin de simplifier l’analyse, on présume que les rayons UVA (la plage de longueurs d’onde la plus puissante connue pour déclencher la phototoxicité) constituent l’ensemble du rayonnement UV incident provenant du soleil. Ainsi, dans la présente analyse, on suppose de façon prudente que les rayons UVA représentent 8 % du rayonnement solaire incident total à la surface de la Terre. Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-17 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Les villes de Saint John et de Fredericton sont relativement proches en termes de latitude. De manière globale, on s’attend donc à ce que les rayons UVA observés dans la région de Fredericton soient représentatifs des conditions à Saint John sous un ciel clair. La principale différence entre les deux régions en termes d’exposition aux rayons UVA à la surface de Terre est donc liée à des variations dans la couverture nuageuse et les conditions du ciel à tout moment. Les différences découlent principalement du fait que l’eau froide de la baie de Fundy cause un régime climatique local avec des conditions brumeuses et de ciel couvert plus fréquentes. Ces facteurs devraient entrainer la réduction du rayonnement UVA observé à la surface au-dessus de Saint John comparativement à Fredericton. Par conséquent, les données sur le rayonnement solaire total mesuré à Fredericton ont été évaluées afin d’établir une relation entre la couverture nuageuse, les précipitations et la brume variables dans les mesures du rayonnement solaire total. Ensuite, les conditions météorologiques enregistrées à Saint John (y compris la couverture nuageuse, les précipitations et la brume) ont été appliquées aux valeurs maximales du rayonnement solaire incident afin d’établir un ensemble de données sur le rayonnement solaire simulé pour Saint John. Le rayonnement UVA incident a été ensuite estimé en supposant que 8 % du rayonnement solaire total au niveau du sol est composé de rayons UVA. Des données horaires sur le rayonnement solaire ont été obtenues auprès d’Environnement Canada pour la station CDA (station de télécommande et d’acquisition des données) de Fredericton sur la période er allant du 1 janvier 2010 au 31 décembre 2014 (Environnement Canada, 2015). Des données horaires sur la couverture nuageuse, les précipitations et la brume ont également été obtenues auprès d’Environnement Canada pour la station de l’aéroport de Gagetown (située à environ 16 km à l’est-sudest de la station CDA de Fredericton), étant donné que ces paramètres ne sont pas observés à la station CDA de Fredericton. L’analyse des données météorologiques a été menée par étapes. Premièrement, la relation entre le rayonnement solaire et les conditions météorologiques à Fredericton ont été établies en examinant des données horaires sur le rayonnement solaire ainsi que sur la couverture nuageuse, les précipitations et la brume pour la même période de relevés. Cela a été effectué en tenant compte des valeurs horaires du rayonnement solaire qui est observé pour chaque condition météorologique (couverture nuageuse, précipitations et brume variables) et en groupant ces valeurs pour chaque mois civil. Pour ces groupes, une valeur du rayonnement a été estimée pour chaque heure de la journée et chaque condition météorologique (c.-à-d. le pourcentage du ciel avec une couverture nuageuse opaque, l’occurrence ou non de précipitations, ou l’existence ou non de conditions brumeuses, pour chaque mois de l’année). Ensuite, un ensemble de données horaires comprenant des valeurs du rayonnement solaire pour la période de relevés (de 2010 à 2014) a été établi à l’aide des valeurs horaires moyennes du rayonnement solaire pour chaque condition météorologique variable. Puis, des données mesurées des conditions météorologiques horaires ont été utilisées pour estimer la valeur du rayonnement solaire pour une heure donnée et les conditions météorologiques observées pour cette heure à Saint John. Par exemple, pour une heure donnée dans un mois précis, si la condition observée à Saint John était brumeuse, la valeur moyenne du rayonnement solaire pour des conditions brumeuses était extraite du fichier de données horaires sur le rayonnement qui sont regroupées selon la condition météorologique en question. La valeur pour cette heure et ce mois était ensuite désignée comme valeur du rayonnement solaire à Saint John la combinaison heure-mois pertinente. Les données horaires sur la couverture C-18 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin nuageuse, les précipitations et la brume ont été obtenues auprès d’Environnement Canada pour la station de l’aéroport de Saint John (Environnement Canada, 2015). Une fois l’ensemble de données horaires du rayonnement solaire à Saint John établi, les valeurs horaires des rayons UVA ont été estimées en appliquant la fraction présumée de 8 % des UVA à chaque heure de l’ensemble de données sur le rayonnement solaire total synthétique pour Saint John. Les valeurs quotidiennes totales des UVA ont ensuite été calculées en faisant la somme des estimations horaires pour chaque jour de l’ensemble de données de cinq ans. Les valeurs quotidiennes totales ont été regroupées par mois et illustrées sous forme de diagramme (figure C1). Les valeurs moyennes 2 mensuelles (valeur quotidienne totale du rayonnement UVA en W/m /jour) ont également été fournies dans le diagramme. Une analyse statistique a ensuite été menée à l’aide des valeurs quotidiennes totales des UVA afin de déterminer la probabilité qu’une dose quotidienne totale d’UVA soit présente ou dépassée au cours de chaque mois de l’année. Les diagrammes de probabilité mensuelle et les équations de régression à partir desquelles des valeurs de probabilité peuvent être obtenues sont présentés à la figure C2. Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-19 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Figure C-1 C-20 Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Estimations des rayons UVA quotidiens totaux à Saint John (W/m2/jour) Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Figure C-2 Diagrammes de probabilité mensuelle et équations de régression pour prévoir la probabilité de dépassement d’une valeur critique de rayons UVA (W/m2/jour) Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-21 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin En outre, l’analyse a également pris en compte l’intensité des UV à une profondeur accrue dans la colonne d’eau ainsi que sa relation avec le potentiel de phototoxicité global des HAP. L’intensité des UVA 2 en profondeur (IUVA,d, W/m ) est calculée selon l’équation indiquée par Sellin Jeffries et al. (2013) comme suit : (ln(IUVA,S) − Kd × d) IUVA,d = e où Kd = coefficient d’atténuation diffuse pour les UVA (1/m), IUVA,s est l’intensité des UVA à la surface, et d = profondeur (m). Le coefficient d’atténuation diffuse pour les UVA est calculé à l’aide l’équation de Di Toro (1978). L’équation se présente comme suit : Kd = 0,052 N + 0,174 D + 0,031 C où N = concentration de matières solides en suspension non volatiles (mg/L), D = matières solides non algales en suspension (c.-à-d. des détritus, mg/L) et C = chlorophylle a algale (µg/L). Cette analyse simplifiée ignore de façon prudente la réflexion potentielle de la lumière à l’interface air-eau et présume que l’atténuation de la lumière se produit uniquement dans une dimension verticale (c.-à-d. que la lumière pénètre verticalement dans l’eau en tout temps, plutôt que de suivre une plus longue trajectoire dans la colonne d’eau lorsque l’angle d’incidence est plus proche à la ligne horizontale). Les coefficients d’extinction (Kd) pour la lumière UV dans l’eau de mer sont rares et propres à un site. Par exemple, Barron et al. (2008) ont mesuré des coefficients d’extinction pour la lumière UVA et UVB et la lumière visible dans des eaux du golfe du Prince William en Alaska. Les coefficients d’extinction pour la lumière UVB étaient, en moyenne, deux fois supérieurs aux valeurs mesurées pour la lumière UVA, ce qui indique que la lumière UVB est plus rapidement absorbée et atténuée dans la colonne d’eau. Les coefficients d’extinction pour la lumière visible étaient légèrement inférieurs aux valeurs mesurées pour la lumière UVA, ce qui indique que la lumière visible a tendance à pénétrer de façon légèrement plus profonde dans l’eau que la lumière UVA. Dans le golfe du Prince William les coefficients d’extinction pour 1 1 la lumière UVA variaient de 0,316 m , à 10,6 m ; les valeurs plus fortes étant atteintes où les apports d’eau glaciaire entraînaient une forte turbidité dans la colonne d’eau, et les valeurs plus faibles étant atteintes au centre du golfe du Prince William et n’étant pas soumises aux influences glaciaires (Barron et al., 2008). Des mesures de coefficients d’extinction transformées en log pour la lumière visible (KdVIS) et 2 la lumière UVA (KdUVA) de Barron et al. (2008) ont été bien mis en correspondance (r = 0,909). Une équation de régression a été calculée pour associer deux variables comme suit : log(KdUVA) = 0,869 log(KdVIS) + 0,193 En raison des caractéristiques propres au site, il n’est possible de transposer les coefficients d’extinction de golfe du Prince William directement à des emplacements dans la baie de Fundy. Toutefois, Di Toro (1978) a élaboré une équation pour prévoir le coefficient d’extinction pour la lumière visible dans la baie de San Francisco en fonction des sédiments inorganiques en suspension (SIS, mg/L), des détritus organiques (D, mg/L) et de la chlorophylle a (C, µg/L), comme suit : KdVIS = 0,052 SIS + 0,174 D + 0,031 C Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-23 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin En combinant ces deux équations, les coefficients d’extinction pour la lumière UVA à des emplacements ou à des zones spécifiques dans la baie de Fundy peuvent être estimés comme suit : KdUVA = 10 (0,869 log(0,052 SIS+ 0,174 D + 0,031 C) + 0,193) Cette approche exige des valeurs de SIS, D et C pour différentes régions de la baie de Fundy au cours des saisons plus chaudes et plus froides. Miller (1966) a fourni des renseignements détaillés sur les sédiments en suspension dans la baie de Fundy, y compris une analyse du carbone organique dans les sédiments en suspension. D’après sa conclusion selon laquelle le carbone organique représente de 0,3 à 2,65 % des matières en suspension (et en supposant une valeur moyenne d’environ 2 %), et en présumant également que les détritus sont composés de cellulose et de substances similaires (avec le carbone représentant 44,4 % de la masse de la molécule de cellulose), on estime que les détritus organiques constituent environ 4,5 % des sédiments en suspension dans la baie de Fundy par poids sec. Les valeurs de sédiments en suspension totaux (SST) dans la baie de Fundy varient de plus de 50 mg/L dans le bassin Minas et la baie Chignecto Bay, à environ 1 mg/L dans le golfe du Maine. En fonction de ces plages, on estime les valeurs pour les SIS pour différentes régions dans la baie de Fundy, après correction des SST pour un composant de détritus de 4,5 %. Les valeurs de la chlorophylle a dans la baie de Fundy sont estimées comme variant d’environ 0,8 µg/L pendant l’hiver à des valeurs élevées allant de 1,3 à 3,3 µg/L pendant l’été. Les valeurs plus faibles sont relevées dans la baie intérieure (en raison de la forte turbidité qui limite la pénétration de la lumière, d’où la production de chlorophylle a) et dans le golfe du Maine. Des valeurs plus fortes sont relevées dans la région à plus forte productivité aux alentours de Grand Manan et de l’île Brier Island, étant donné que la clarté accrue de l’eau entraîne une meilleure transmission de la lumière et que des remontées de courants fournissent des nutriments qui soutiennent le phytoplancton dans cette zone. Les valeurs des SIS, D et C pour diverses régions de la baie de Fundy sont présentées dans la figure C3. Des données pour la production primaire et la concentration de chlorophylle a dans la baie de Fundy et le golfe du Maine ont été tirées de Prouse et al. (1984), de Keizer et al. (1984), de Durbin et al. (1995), et Pêches et Océans Canada (2015). À l’intérieur de la baie de Fundy, la production primaire dans la colonne d’eau est limitée par des niveaux élevés de sédiments en suspension. Par conséquent, les valeurs de la chlorophylle a dans ces zones ont tendance à être faibles et ne varient pas beaucoup entre l’été et l’hiver. À l’extérieur de la baie de Fundy, une zone à forte productivité primaire est située aux alentours de Grand Manan et l’île Brier. De fortes valeurs pour la chlorophylle a sont relevées dans cette région au printemps et en été. Dans le golfe du Maine, les valeurs de la chlorophylle a ont tendance à être inférieures à l’entrée de la baie de Fundy. D’après ces observations, on suppose des valeurs typiques de la chlorophylle a entre 0,5 µg/L et 3,6 µg/L en fonction de l’emplacement et de la saison (figure C3). C-24 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. 10 V U 8 U V Grand Lake 2 U V Pollett River ! Fredericton NOUVEAU-BRUNSWICK / NEW BRUNSWICK Île Deer Island MAINE Île Campobello Island I SS=s éd im e nt s inorg a niqu es ens u s pe ns ion /inorg a nics u s pe nd e d s e d im e nt ! D=d ét rit u s org a niqu e s /org a nicd e t rit u s nR ive tJ oh Chenal Chignecto / Chignecto Channel (CC) Intérieur de la baie de Fundy / Inner Bay of Fundy (IB) ! Saint 9 John " ) 1 U V Extérieur de la baie de Fundy / Outer Bay of Fundy (OB) Île Grand Manan Island Baie de Fundy / ! ! C=c hlorophy lle a/c hlorophy lla d River Hammon ! ! ! ! ! ! ! ! Bay of Fundy 6 V U Baie de Chignecto / Chignecto Bay (CB) Sa in 3 U V r 7 V U r ive TSS=t ot a ld e s s éd im e nt s ens u s pe ns ion /t ot a ls u s pe nd e d s e d im e nt C µg/L 0. 8 1. 3 0. 8 1. 3 0. 8 1. 3 0. 8 1. 3 1. 5 1 1 3. 6 0. 5 1. 5 cR avi ad D m g/L 2. 25 2. 25 0. 45 0. 45 2. 25 2. 25 0. 45 0. 45 0. 18 0. 27 0. 09 0. 18 0. 05 0. 05 gu ga Ma Zone TSS m g/L ISS m g/L CBHive r /W int er 50 47. 75 CBÉt é /Sum m e r 50 47. 75 CCHive r /W int er 10 9. 55 CCÉt é /Sum m e r 10 9. 55 MBHive r /W int er 50 47. 75 MBÉt é /Sum m e r 50 47. 75 MCHive r /W int er 10 9. 55 MCÉt é /Sum m e r 10 9. 55 I BHive r /W int er 4 3. 82 I BÉt é /Sum m e r 6 5. 73 O BHive r /W int er 2 1. 91 O BÉt é /Sum m e r 4 3. 82 GO MHive r /W int er 1 0. 96 GO MÉt é /Sum m e r 1 0. 96 104 U V 4 V U 2 U V Chenal Minas / Minas Channel (MC) Baie de Minas / Minas Basin (MB) 1 V U V U 101 12 U V 10 V U Digby ! ± 14 V U V U 103 ! Halifax ! ! ! ! ! Île Machias Seal Island ! ! ! ! ! ! r Rive ! ! ! ! ! 1: 2, 100, 000 ! ! NAD1983SCRSNBDS/NAD 1983CSRSNBDS ! ! ! ! ! PRO J ETO LÉO DUC ÉNERGI EEST/ENERGYEASTPI PELI NEPRO JECT ! ! QC ! ! Valeurs saisonnières pour les sédiments en suspension, les détritus et la chlorophylle a pour les zones à l'intérieur de la baie de Fundy / Seasonal Values for Suspended Sediment, Detritus, and Chlorophyll-a for Zones within the Bay of Fundy PRÉPARÉ PAR/PREPAREDBY ! PE PRÉPARÉ PO UR/PREPAREDFO R ! NB ! USA ! ! ! ! ! NS ! ! Secteur d'intérêt / Area of Interest ! Sources : Données sur le projet fournies par TransCanada Pipelines Limited. Frontière maritime tirée du Service hydrographique du Canada. Données de base fournies par les gouvernements du Canada et du Nouveau-Brunswick ainsi que par le gouvernement de l'État du Maine. / Sources: Project data provided by TransCanada Pipelines Limited. Maritime boundary from Canadian Hydrographic Service. Base data provided by the Governments of Canada and New Brunswick and the Government of the State of Maine. ! ! ! C-3 FI GURENO /FI GURENO . 2016By:krozals ka 02/ 2016par :krozals ka/Las tMod ifie d :08/ 02/ :08/ ions De rnière s m od ificat ! ! 50 Kilomètres / Kilometres 12181 18000229 e Sabl ! ! ! ! ! ! ! 40 ! 30 103 U V 3 V U ! 20 Yarmouth ! Océan Atlantique / Atlantic Ocean ! 10 101 ! ! 0 V U ! ! Front ière m arit im e Canad a–É. U./ Canad aUSAMarit im e Bound ary ! ! Lake Rossignol ! ! ! ! Golfe du Maine / Gulf of Maine (GOM) T e rm inalm arit im e / Marine Te rm inal " )9 ! ! Golfe du Maine / Gulf of Maine ! ! Lim it e d e laz one d e qualit é d e l' e au/W at e r Qualit y Zone Bound ary Île Brier Island ! ! Lim it e d e laz one d ’ét ud e d e s ac cid e nt s e td éfaillanc es m arit im e s /St ud yAre afor Marine Accid e nt s and Malfunc t ions Bound ary 8 V U NOUVELLE-ÉCOSSE / NOVA SCOTIA ! ! ! ! ! ! Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin -1 À l’aide de cette approche, les valeurs estimées de KdUVA pour la baie de Fundy varient de 0,16 m pour -1 les eaux du golfe du Maine pendant la saison plus froide à 3,94 m pour les eaux turbides de la baie Chignecto et du bassin Minas pendant la saison plus chaude. Le calcul du coefficient d’extinction est dominé par des valeurs de SIS, avec des valeurs de D et de C contribuant peu aux valeurs obtenues. Les valeurs calculées pour KdUVA dans la baie de Fundy concordent largement avec la plage de valeurs mesurées Barron et al. (2008) dans le golfe du Prince William. C.2 Effets environnementaux des déversements de pétrole sur le rivage Le déversement de pétrole de l’Exxon Valdez (DPEV) survenu en 1989 a entraîné le rejet d’environ 3 41 000 m de pétrole brut Alaska North Slope dans le golfe du Prince William et dans des zones côtières 3 extérieures du golfe d’Alaska. Une grande partie du pétrole déversé (environ 19 000 m , Coats et al., 1999) a échoué sur le littoral et s’est retrouvé dans les habitats intertidaux (Spies et al., 1996). Les rives du golfe du Prince William à proximité du site du déversement ont été touchées par du pétrole plus frais et avec une toxicité plus aiguë, tandis que les rives plus éloignées et dans le golfe d’Alaska ont reçu du pétrole plus altéré et avec une toxicité moins aiguë. Le pétrole a recouvert les surfaces rocheuses et pénétré les plages de galets et de gravier, même si la plus grande partie du pétrole a échoué dans la moitié supérieure de la zone intertidale, au-dessus de la zone à plus forte productivité biologique. Les efforts de nettoyage ajoutés aux dommages biologiques causés par le pétrole ainsi qu’une pratique connue sous le nom de « lavage au jet d’eau chaude à haute pression » se sont avérés particulièrement nuisibles. Après coup, il est important d’établir une distinction entre les effets néfastes causés par le mazoutage et ceux causés par des pratiques de nettoyage qui ne sont plus jugées adéquates. En raison de la nature de l’événement et du temps requis pour la conception d’une étude et la mobilisation en vue d’une intervention d’urgence massive, les données biologiques antérieures au déversement décrivant le golfe du Prince William et le golfe d’Alaska étaient insuffisantes et ne pouvaient servir de référence pour l’évaluation des effets du déversement et le rétablissement. Après le DPEV, quatre études majeures ont été mises au point pour évaluer les effets sur une communauté intertidale et le rétablissement de cette dernière. Voici ces études : • le Shoreline Ecology Program (SEP), axé sur le golfe du Prince William et financé par Exxon; • la Gulf of Alaska Study, axée sur le golfe d’Alaska et financée par Exxon; • la Coastal Habitat Injury Assessment (CHIA), financée par l’Exxon Valdez Oil Spill Trustee Council (EVOSTC); • l’Étude sur les matières dangereuses (HAZMAT), financée par la National Oceanographic and Atmospheric Administration (NOAA). Chacune de ces études était indépendante, et même si elles avaient des objectifs globaux similaires, elles étaient différentes en matière de conception. Ainsi, même si les résultats des quatre études étaient généralement en concordance, ils variaient en matière de détails et donnaient des conclusions différentes quant au degré de dommages et de rétablissement et au cours du temps. Les résultats de ces études ont été utilisés pour éclairer les méthodes utilisées dans le présent document afin d’estimer la rétention du C-26 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin pétrole brut et les points de références pour les effets sur la zone intertidale. Les détails de ces quatre études sont résumés ci-dessous. C.2.1 Définir le rétablissement Diverses équipes travaillant sur les évaluations des dommages et du rétablissement du DPEV ont adopté différentes définitions du « rétablissement ». Étant donné que la définition du rétablissement a habituellement orienté la conception des études, les diverses définitions et leurs implications sont devenues très importantes dans le processus d’évaluation. Le SEP (financé par Exxon) supposait que le rétablissement d’une ressource biologique peut être défini en termes de paramètres spécifiques (variables statistiques) liés à la structure communautaire. Deux sous-ensembles de paramètres et de méthodes ont été utilisés. Des statistiques univariées ont été appliquées aux mesures communautaires, y compris le nombre d’individus présent, le nombre d’espèces présentes, et la diversité de la communauté. Le rétablissement a ensuite été jugé complet lorsque des effets négatifs n’étaient plus présents. Cela a été le cas lorsque les moyennes des paramètres dérivés n’indiquaient pas de différence significative sur le plan statistique par rapport aux valeurs obtenues à un emplacement de référence non mazouté (souvent en fonction d’une analyse de la covariance [ANCOVA], avec le mazoutage initial comme effet principal, et des variables concomitantes comme l’exposition aux vagues, la granulométrie ou le carbone organique total comme covariables). En outre, l’analyse multivariée a été utilisée pour élaborer une enveloppe de confiance autour de la structure communautaire de sites de référence non mazoutés, et on a jugé que le rétablissement se produisait lorsque des sites mazoutés occupaient de l’espace dans l’enveloppe de confiance (Page et al., 1995). L’étude Hazmat/NOAA (Coats et al., 1999; Skalski et al., 2001) a résumé la définition d’Exxon du rétablissement comme étant le rétablissement d’une communauté biologique saine typique de la zone, tandis que pour des administrateurs de ressources à l’échelle étatique et fédérale, le rétablissement serait réalisé lorsque la baie reviendrait à son état initial, soit celui précédant le déversement. Remarquant que des renseignements de référence pré-déversement étaient disponibles pour les communautés intertidales exposées au pétrole déversé par Exxon Valdez, Skalski et al. (2001) ont conclu que le rétablissement ne pouvait être basé sur la notion d’un retour aux niveaux de population intertidale ou de composition précédant le déversement, car les niveaux pré-déversement étaient inconnus. Coats et al. (1999) et Skalski et al. (2001) ont proposé que le rétablissement peut être considéré complet lorsque les populations intertidales touchées commencent à suivre les profils de sites de contrôle ou à y être parallèles. Dans le cadre de ce scénario, les tests statistiques de rétablissement sont équivalents aux tests de parallélisme. Les courants qui dirigent le pétrole vers certaines rives peuvent également être responsables de la répartition des larves et les nutriments. En raison du fait que les différences entre les sites ne peuvent être réparties de manière aléatoire entre les désignations de traitement, les évaluations de rétablissement basées sur une comparaison directe des niveaux moyens de population sont statistiquement insoutenables (Skalski et al., 2001). Les différences dans les niveaux de population ou de communauté entre les sites de référence et les sites exposés ne sont donc pas prises en compte dans l’évaluation du rétablissement; seuls les profils relatifs aux tendances temporelles présentent un intérêt. Cette approche reconnaît que les sites de référence et les sites exposés ne doivent Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-27 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin tout d’abord pas être identiques, et peuvent ne pas l’être lorsque le rétablissement est complet, mais qu’ils doivent montrer des réponses similaires aux facteurs de stress externes au fil du temps. Le EVOSTC (2014) considère toujours la communauté intertidale comme se rétablissant des effets du déversement de pétrole. Pour comprendre ce point de vue, il est nécessaire de tout d’abord évaluer l’objectif de rétablissement tel qu’il est formulé par l’EVOSTC (2014) : « les communautés intertidales se seront rétablies lorsque des espèces importantes comme le Fucus (algue marine ou varech) auront été rétablies à des sites rocheux abrités, que les myes et les moules aux plages à sédiments mous et mixtes ne seront plus contaminées par du pétrole résiduel, que les différences dans la composition des communautés et l’abondance des organismes sur les rives mazoutées ou et non mazoutées ne seront plus apparentes après avoir pris en compte les différences géographiques, et que les habitats intertidaux et près des rives fourniront des sources alimentaires adéquates et non contaminées aux prédateurs et aux chasseurs de subsistance ». Toutefois, le rapport de l’EVOSTC (2014) fait également remarquer qu’on ne peut déterminer la mesure dans laquelle le rétablissement s’est produit dans la communauté intertidale depuis 1997, car d’autres travaux n’ont pas été menés. Dans le cas du rapport de l’EVOSTC (2014), le principal obstacle au rétablissement pour la communauté intertidale semble être la présence de petites quantités de « pétrole persistant » dans certains types d’habitat dans la zone intertidale. La question du pétrole persistant a été soulevée par les gouvernements des États-Unis et de l’Alaska comme un moyen de justifier une poursuite contre EXXON (il existe une clause de « réouverture » qui offre la possibilité de réclamer jusqu’à 100 millions de dollars en dommages additionnels pour des coûts de restauration qui n’auraient raisonnablement pas pu être prévus quand le règlement initial de 1991 est entré en vigueur). Comme on l’indique clairement dans un document déposé à la Cour de district (District Court) des États-Unis en 2015 (USDOJ, 2015), dans les années précédant l’année 2006, « les gouvernements ont procédé à un examen minutieux afin de voir si le déversement avait laissé des cicatrices importantes, non soignées, qui étaient imprévisibles en 1991 et qui pourraient être réparées par des mesures de restauration précises. » Cet examen minutieux a donné un argument à l’utilisation de la clause de réouverture » [traduction] (c.-à-d. les hydrocarbures persistants). Le pétrole persistant a particulièrement été défini comme « un facteur susceptible de limiter le rétablissement du (DPEV) de deux espèces de prédateur intertidal, soit la loutre de mer et l’Arlequin plongeur ». Le litige entourant la clause de réouverture était pendant depuis le dépôt d’une réclamation contre Exxon en 2006. Les documents déposés par le département de la Justice des États-Unis (USDOJ, 2015), dans lesquels les gouvernements informent la cour qu’ils ne déposeront pas de réclamation de réouverture et que le litige demeurera classé, démontrent clairement qu’« en ce qui concerne les arlequins plongeurs, les données indiquent que certains effets de l’exposition des canards au pétrole (y compris les différentes probabilités de survie hivernale des femelles dans les zones mazoutées par le DPEV et les zones non mazoutées) ont persisté au moins jusqu’en 1998, mais se sont atténués entre 2000 et 2003 ». Concernant la loutre de mer, on a conclu que l’« exposition des bébés et des jeunes à du pétrole persistant a diminué à des niveaux non significatifs sur le plan biologique du début à la moitié des années 2000. Le rapport du département de la Justice des États-Unis (USDOJ, 2015) ne mentionne pas d’effets potentiels des hydrocarbures persistants sur l’habitat ou des espèces intertidales (comme le varech, les invertébrés ou les poissons), ce qui peut indiquer qu’il n’y a pas d’autres dommages, en tenant compte de la décision de ne pas causer de dommages supplémentaires. C-28 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin C.2.2 Effets environnementaux d’un déversement de pétrole dans le golfe du Prince William En 1989, des équipes d’étude ont trouvé du pétrole sur environ 16 % (783 km) du littoral de 5 000 km dans le golfe du Prince William (Neff et al., 1995). La portée du mazoutage a considérablement baissé entre 1989 et 1992, de sorte qu’en 1991, seulement 96 km du littoral était considéré comme étant encore mazouté, et en 1992, seulement 10 km du littoral était encore mazouté. La plus grande partie du pétrole trouvé dans les zones intertidales et supratidales supérieures les moins productives sur le plan biologique. Les caractéristiques du littoral dans le détroit ouest étaient principalement des falaises abruptes de substrat rocheux entrecoupées de baies profondes et des petites plages avec des blocs rocheux, des galets et parfois des sédiments sablonneux (Neff et al., 1995). En 1989, des efforts de nettoyage étaient axés sur l’élimination de gros du pétrole sur les rives le plus rapidement possible (Neff et al., 1995). Les activités de nettoyage incluaient le ramassage à la main du pétrole avec des coussinets absorbants, le nettoyage à haute et à basse pression avec de l’eau froide et chaude (jusqu’à 60 °C), le labourage mécanique et la biorestauration (Harrison, 1991), avec des efforts de nettoyage axés sur des zones intertidales supérieures et intermédiaires fortement mazoutées. Toutefois, étant donné que les effets nuisibles du nettoyage à l’eau chaude à haute pression sont devenus connus, on a cessé cette pratique les années suivantes au profit de méthodes moins néfastes (Neff et al., 1995). En 1989, les études du littoral couvraient 5 500 km dans le golfe du Prince William et le golfe d’Alaska. L’intensité du mazoutage a été classée (Neff et al., 1995) comme forte, modérée, faible ou très faible, de même que par largeur du littoral (> 6 m, 3 à 6 m, ou < 3 m). Toutes les rives dans l’ouest du golfe du Prince William n’ont pas été mazoutées. Les rives les plus fortement mazoutées étaient orientées à l’est ou au nord, et la répartition du pétrole sur les rives (qui reflétait les vents, les courants et l’exposition prédominants) peut également avoir été biaisée par l’affectation du mazoutage à des sections du littoral différentes de sections non mazoutées proches qui autrement auraient servi de zones de référence. Le DPEV n’était pas une expérience contrôlée. Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-29 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Les taux d’élimination du pétrole des rives variaient en raison des différences dans l’exposition aux vagues ainsi que dans l’intensité des efforts de nettoyage. Le mazoutage à la surface avait tendance à diminuer plus rapidement sur des rives faiblement mazoutées, des rives exposées, et des rives ayant fait l’objet d’efforts de nettoyage intensif peu de temps après le déversement (Neff et al., 1995). Toutefois, dans l’ensemble, les processus naturels (tels que des tempêtes durant les hivers de 1989 à 1990 et de 1990 à 1991) ont joué un rôle important dans le rétablissement global du mazoutage. Au printemps 1990, la plupart des segments côtiers dans le golfe du Prince William qui étaient fortement mazoutés initialement ont été réduits aux catégories « restreint », « très faible » ou « pas de pétrole » (Neff et al., 1995). Deux types de pétrole résiduel étaient également importants après 1989 (Neff et al., 1995). Le pétrole subsuperficiel confiné aux petits dépôts isolés dans les zones intertidales et supratidales supérieures est devenu connu sous le nom de dépôts « séquestrés ». On a démontré que le pétrole dans ces dépôts persiste sous une forme relativement non dégradée pendant des décennies. Du pétrole a également été piégé dans des zones intertidales inférieures où les lits de moules ont créé des conditions telles que le pétrole pouvait être piégé en dessous de la couche de surface du lit de moules, fournissant ainsi une source d’exposition à long terme au pétrole résiduel pour ces moules. Les lits de moules n’ont pas souvent été perturbés après le DPEV en raison d’une préoccupation liée à l’endommagement aggravé de cette ressource alimentaire important pour les espèces fauniques. Dans le cadre du Shoreline Ecology Program (SEP), l’étude des effets et du rétablissement de la communauté intertidale (financée par Exxon) a été élaborée de sorte que les résultats puissent être extrapolés à l’ensemble de la zone du déversement dans le golfe du Prince William (Boehm et al., 1995). Cela a exigé l’élaboration d’une approche d’échantillonnage aléatoire stratifiée comme base de la généralisation spatiale. Le programme comprenait 64 sites d’étude choisis de façon aléatoire et représentant les quatre principaux types d’habitat et les quatre principaux niveaux d’exposition au pétrole ainsi qu’un échantillonnage périodique de 12 sites « fixes » choisis de manière subjective. L’échantillonnage suivait une approche fondée sur une triade de la qualité des sédiments, avec des mesures et des observations des niveaux de mazoutage, de la toxicité pour les sédiments et de l’état de la communauté biologique. Des observations et des mesures chimiques ont montré que l’exposition aux hydrocarbures diminuait rapidement avec le temps après le mazoutage initial. Les niveaux moyens d’HAP totaux étaient de 200 mg/kg dans la zone intertidale supérieure (bien que bien plus bas dans les zones intertidales intermédiaire et inférieure), et ils ont diminué d’environ deux ordres de grandeur au cours des deux premières années. Généralement, on n’a observé une toxicité pour les amphipodes marins qu’à des concentrations d’HAP totaux supérieures à 4 mg/kg en 1990 et 1991 (Boehm et al., 1995). L’évaluation biologique des plages du golfe du Prince William à la suite du DPEV a présenté des défis considérables. Quatre principaux types d’habitat (substrats rocheux/rocailles exposés, substrats rocheux/rocaille abrités, blocs rocheux/galets, et cailloux/gravier), chacun comprenant des sous-habitats en altitude ainsi que quatre niveaux de mazoutage (fort, modéré, faible, inexistant) ont suscité des défis quant à l’évaluation biologique. Toutefois, les caractéristiques de ces rives ont tendance à être dominées C-30 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin par une « dynamique de champ », et la grande diversité biologique signifie que des évaluations de la communauté donnent lieu au relevé d’un grand nombre d’espèces, dont la plupart sont présentes dans un petit nombre d’échantillons (Gilfillan et al., 1995a). Cela a entraîné un niveau très élevé de la variabilité de référence (ou « bruit ») par rapport à laquelle un signal associé à des effets du déversement de pétrole doivent être détectés. La grande variété de substrats physiques présents (découlant de substrats rocheux, du sable et du limon) signifie également que plusieurs méthodes d’échantillonnage doivent être appliquées (p. ex. un relevé à l’aide d’un quadrat, une mince couche de blocs rocheux, un carotte), ce qui complique davantage l’intercomparaison et l’analyse. Le SEP n’a pas déclaré de résultats pour 1989; ainsi, des estimations de l’ampleur des effets néfastes associés à l’intensité du mazoutage n’étaient pas disponibles. Le SEP n’a, par ailleurs, pas établi de distinction entre les habitats qui ont fait l’objet d’un nettoyage agressif; ainsi, les effets intègrent les effets du pétrole déversés et les effets des activités de rétablissement du déversement de pétrole. Le SEP a conclu que même si les effets du déversement étaient toujours évidents au cours de l’été 1990, la plupart des rives s’étaient déjà rétablies à ce moment-là (c.-à-d. qu’on a rarement détecté des différences statistiquement significatives entre les rives qui avaient été exposées au pétrole en 1989 et celles qui n’avaient pas été exposées). En 1991, le pétrole a été considérablement réduit en termes de concentration sur la plupart des rives du golfe du Prince William. Des données toxicologiques ont montré que des sédiments étaient toxiques pendant une période allant de plusieurs mois à un an. Des analyses univariées et multivariées ont montré que 73 % à 91 % des rives initialement touchées s’étaient rétablies avant l’été 1990 (Gilfillan et al., 1995a). Une deuxième étude majeure des effets du pétrole dans le golfe du Prince William est recensée par Coats et al. (1999) et Skalski et al. (2001) sous l’égide de la division d’interventions liées aux matières dangereuses (Hazardous Materials Response Division) de la NOAA. Cette étude a utilisé une conception d’échantillonnage aléatoire stratifié pour sélectionner des emplacements le long de transects dans les niveaux de marée supérieurs, moyens et inférieurs. Le niveau supérieur a été établi dans la zone de lichens, au-dessus de laquelle la présence de fucus (Fucus spp.) est prédominante. Le transect moyen était situé dans la zone de fucus, et le transect inférieur était situé juste en dessous de la zone de fucus, près de la basse mer moyenne. Un échantillonnage épibiotique a été mené dans des répliques de quadrats établies le long d’un transect dans chaque zone d’élévation. Ces répliques incluaient des dénombrements d’organismes individuels et des estimations de la couverture des espèces ainsi que des échantillons d’espèces endofaunes à l’aide de carottiers dans le transect intertidal inférieur uniquement. Trois catégories de sites ont été prises en compte, y compris les sites non mazoutés, les sites où il y avait du pétrole, mais qui n’avaient pas été traités, et les sites qui avaient été mazoutés et traités par nettoyage à l’eau chaude à haute pression. Les mêmes sites ont été visités à plusieurs reprises entre 1989 et 1997 afin de documenter l’ampleur des effets du pétrole et du nettoyage ainsi que le processus de rétablissement (Skalski et al., 2001). L’étude de la division d’interventions liées aux matières dangereuses (Hazardous Materials Response Division) de la NOAA (Coats et al., 1999; Skalski et al., 2001) a conclu que la plus la grande couverture pétrolière initiale s’est produite le long de la zone intertidale intermédiaire en 1989, mais que la présence de pétrole dans la zone intertidale supérieure s’est accrue entre 1989 et 1990. Dans les deux zones, le Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-31 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin pétrole avait considérablement disparu en 1992, avec des traces (< 1 % de la couverture) demeurant la zone intertidale supérieure jusqu’à environ 1995. La couverture moyenne de fucus variait d’environ 30 % à 70 % aux sites non mazoutés, et a été réduite de près de 25 % aux sites mazoutés et d’environ 2 % aux sites qui avaient été mazoutés et nettoyés à l’eau chaude à haute pression. Peu importe le cas, les zones se sont soient rétablies pour avoir une couverture similaire à celle des sites de référence avant 1992, mais une réduction ultérieure de la couverture aux sites traités avant 1995 a été attribuée par certains travailleurs à une sénescence simultanée du fucus qui a formé une seule cohorte de peuplements d’âge moyen après que les plages ont été nettoyées à l’eau à haute pression. En ce sens, l’exposition au pétrole uniquement a causé une baisse importante mais pas catastrophique dans la communauté de fucus, dont cette dernière a pu se rétablir rapidement à moins que les dommages aient été aggravés par le nettoyage à l’eau à haute pression. L’abondance d’espèces endofaunes était initialement inférieure aux sites nettoyés à l’eau chaude par rapport aux sites qui avaient été mazoutés, mais n’avaient pas été nettoyés, et ces deux types de sites ont montré une abondance réduite comparativement aux sites de référence (Coats et al., 1999). Après deux ans de faible abondance d’espèces endofaunes en 1990 et 1991, une forte augmentation de cette dernière s’est produite et était complète en 1992. Les taxons dont l’abondance a le plus augmenté incluaient les crustacés (Cumella vulgaris), les gastropodes (Fartulum occidentale) et les polychètes (Eteone longa, Ophelia limcina, Syllis alternata, Fabriciola berkeleyi et Laphania boecki). Après le rétablissement initial, l’abondance des espèces endofaunes à des sites nettoyés est demeurée inférieure à celle des sites non traités, et la composition des communautés était foncièrement différente (Coats et al., 1999). Même s’il est possible que cela reflétait une différence a priori entre les sites nettoyés et non nettoyés, l’explication la plus probable est que le nettoyage à l’eau chaude à haute pression a entraîné l’érosion de sédiments fins (y compris des matières organiques) de la zone intertidale, et que les zones nettoyées ne pouvaient maintenir le même ensemble d’espèces ou la même biomasse en attendant le rétablissement de la fraction de sédiments fins. Aucun effet persistant n’a été observé dans les sites mazoutés, mais non nettoyés, où le rétablissement s’est produit avant 1992 (Coats et al., 1999). Le rétablissement de l’épifaune intertidale (vivant au-dessus des surfaces rocheuses plutôt que dans la matrice de sédiments) a été évalué à l’aide de méthodes similaires pour l’endofaune. Les espèces épifaunes ont été classées en d’autres catégories, notamment sessiles (espèces vivant fixées sur la roche) ou motiles (capables de se déplacer). L’abondance d’invertébrés mobiles a été apparemment réduite de moitié aux sites mazoutés et non traités en 1989, mais le rétablissement était complet en 1991 (Coats et al., 1999; Skalski et al., 2001). Aux sites qui avaient été mazoutés et traités, la réduction initiale de l’abondance des invertébrés était d’environ deux ordres de grandeur, mais le rétablissement s’est également produit en 1991. Ces effets étaient le plus prononcés (Coats et al., 1999; Skalski et al., 2001) pour les patelles (Lottiidae) et les bigorneaux (Littorina spp.). Il n’y avait pas de preuves d’effets significatifs sur le plan statistique sur les pouces-pieds ou les moules, mais cette évaluation a été potentiellement faussée par la difficulté liée à l’établissement d’une distinction entre les animaux morts et les animaux vivants (Coats et al., 1999). Dans la zone intertidale inférieure, les effets étaient bien plus importants aux sites mazoutés qui ont été traités par nettoyage à l’eau chaude à haute pression. En outre, une réduction de moitié environ dans l’abondance semble s’appliquer aux sites qui avaient été C-32 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin mazoutés, mais non traités, tandis que des réductions d’un facteur de 10 ou plus s’appliquaient aux sites qui avaient été mazoutés, puis traités (Skalski et al., 2001). Quelle que soit l’ampleur des effets initiaux, le rétablissement de l’abondance (tel qu’il a été mesuré par le test de parallélisme) s’est produit entre 1991 et 1992 (Coats et al., 1999; Skalski et al., 2001). Peterson (2001) a examiné les effets aigus, chroniques et indirects du DPEV sur le biote marin. Sa synthèse a fait remarquer (à l’exception de l’étude Hazmat/NOAA) que de nombreuses études majeures des activités d’intervention et de rétablissement en cas de déversement étaient erronées dans la mesure où il n’était pas possible de distinguer les effets du nettoyage des effets de l’exposition au pétrole. En outre, toutes les études manquaient de renseignements pré-déversement et utilisaient des contrastes de segments de littoral mazoutés et non mazoutés pour évaluer les effets et le rétablissement du déversement. Un biais, notamment lié au fait que les rives exposées au pétrole avaient tendance à être celles qui étaient exposées à un flux de courant plus important, influait sur les comparaisons entre les rives mazoutées et les rives non mazoutées (Peterson, 2001). La quantité et la qualité du pétrole variaient en termes de strates (les segments de littoral ainsi que différentes altitudes dans la zone intertidale), et le biote variait également sur ce plan. Peterson (2001) a comparé les effets du DPEV avec d’autres déversements en termes d’« écologisation » du littoral (un reflet de la colonisation par des espèces d’algues annuelles ou éphémères d’espaces rocheux exempts de Fucus). La prolifération rapide de ces algues est favorisée par l’élimination de nombreuses espèces de brouteur (comme les gastropodes). Cependant, il n’y avait que des preuves limitées de l’« écologisation » à la suite du DPEV, et des explications spéculatives à cela incluent un manque d’observation ou une mortalité des brouteurs inférieure à celle qui a été relevée après d’autres déversements de pétrole, comme le déversement du navire Torrey Canyon, où des détergents et des agents dispersants plus toxiques ont été utilisés pour nettoyer les rives. Peterson (2001) a conclu qu’une grande part de la perte immédiate des invertébrés intertidaux était une conséquence du nettoyage à l’eau chaude à haute pression. Il a jugé que la toxicité pouvait avoir joué un rôle avec les effets physiques de l’étouffement sous une couche de pétrole. Cependant, des effets indirects (comme la dessiccation ou la visibilité accrue pour les prédateurs une fois la couche protectrice de Fucus retiré) peuvent également avoir été impliqués. C.2.3 Effets environnementaux d’un déversement de pétrole dans le golfe d’Alaska Un autre segment de 1 300 km du littoral d’environ 10 000 km à l’ouest du golfe d’Alaska a également été mazouté dans une certaine mesure (Neff et al., 1995). Quarante-huit sites dans la région du golfe d’Alaska ont été échantillonnés en 1989 afin d’évaluer les effets du DPEV, et des sites sélectionnés ont été à nouveau échantillonnés en 1990 pour évaluer le rétablissement (Gilfillan et al., 1995b). Puisque la distance et le temps du trajet à partir de l’emplacement du déversement sont plus importants, le mazoutage du littoral était généralement plus faible, et le pétrole était plus dégradé dans le golfe d’Alaska comparativement au golfe du Prince William. En outre, des communautés biologiques ont connu des niveaux d’effets inférieurs, qui tendaient à être plus localisés, en respectant la nature disparate et discontinue du mazoutage du golfe d’Alaska. Les effets néfastes étaient généralement limités aux zones intertidales intermédiaires et supérieures (Gilfillan et al., 1995b). Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-33 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Des études menées sur le terrain en 1989 comprenaient des échantillons de sédiments et de surface de roche pour l’analyse d’hydrocarbures, des observations du pourcentage de couverture de la flore et de la faune macroscopiques, des suppressions de la faune et de la flore macroscopiques ou l’évaluation de la communauté, l’analyse de toxicité des sédiments à l’aide de test d’amphipodes, et l’analyse des tissus de moules aux fins de détection d’hydrocarbures. Des évaluations similaires ont été effectuées à plusieurs reprises en 1990. Les sites n’ont pas été choisis de manière aléatoire, et des comparaisons statistiques ont été minées par une répartition sous-optimale du pétrole (tous les sites sablonneux ont été mazoutés dans une certaine mesure, et tous les habitats marécageux n’ont pas été mazoutés; Gilfillan et al., 1995b). Ainsi, le pouvoir statistique n’était pas élevé. En dépit des limitations statistiques, on a conclu que les concentrations moyennes d’hydrocarbures dans les sédiments du golfe d’Alaska étaient de 10 à 100 fois inférieures à celles qui avaient été relevées dans le golfe du Prince William, avec les plus fortes concentrations moyennes relevées dans la zone de barbotage et la zone intertidale supérieure (Gilfillan et al., 1995b). Les niveaux de mazoutage étaient même très inégaux (disparates) dans le golfe d’Alaska. On a constaté que le mazoutage dans la zone de barbotage et la zone intertidale supérieure était plus dégradé dans le golfe d’Alaska que dans le golfe du Prince William. L’analyse des tissus de moules a révélé que les concentrations dans le golfe d’Alaska étaient inférieures à celles dans le golfe du Prince William, et une comparaison entre les concentrations d’HAP dans les tissus de moules et les sédiments a montré une biodisponibilité des HAP plus faible en 1990 qu’en 1989 (Gilfillan et al., 1995b). Conformément aux plus faibles charges et à une plus forte dégradation, les sédiments dans le golfe d’Alaska étaient bien moins toxiques pour les amphipodes en 1989 que les sédiments dans le golfe du Prince William (Gilfillan et al., 1995b). La mortalité des amphipodes dans des sédiments mazoutés du golfe d’Alaska n’était pas très différente de celle observée dans les sédiments témoins. En ce qui concerne l’abondance de la faune (couverture biologique), des baisses importantes ont été observées à des sites de substrats rocheux, de blocs rocheux et de galets. L’abondance des organismes et la richesse des espèces ont montré des baisses en concordance avec le mazoutage accru. Toutefois, les effets sur la diversité n’étaient pas aussi prononcés (Gilfillan et al., 1995b). C.2.4 Effets écologiques d’hydrocarbures persistants découlant du déversement par l’Exxon Valdez En plus du rétablissement, le rapport de l’EVOSTC (2014) est également axé sur le « pétrole persistant » qui est toujours présent dans certaines zones intertidales dans la zone de déversement. Des études ont montré que certaines plages contiennent des poches de pétrole persistant, qui ont été séquestrées et protégées d’une forte dégradation dans les substrats poreux de plage. Ces poches de pétrole persistant représentent une petite fraction de la quantité totale de pétrole déversé, et les effets écologiques de ce pétrole sont faibles ou négligeables dans le contexte plus vaste du golfe du Prince William et du golfe d’Alaska. Une section du littoral d’environ 350 km a été considérée comme étant très mazoutée, et le déversement ainsi que les activités de nettoyage ultérieures ont eu des effets importants sur la flore et la faune de la zone intertidale. Les sédiments intertidaux ont capturé environ 40 % à 45 % du pétrole C-34 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin déversé, et la plupart des plages ont été nettoyées à l’aide de diverses méthodes. En 1992, environ 10 km de plages n’avaient toujours pas été nettoyés. La plus grande partie du pétrole initialement échoué sur les plages s’est dispersé dans l’océan au cours des trois ans suivant le déversement; ainsi, à la fin 1992, il ne restait que près de 2 % du volume initial du pétrole déversé sur les plages du golfe du Prince William (Wolfe et al., 1994). Boehm et al. (2008) ont systématiquement collecté 678 échantillons de sédiments intertidaux à partir des régions les plus fortement mazoutées en 1989 ainsi que 66 échantillons supplémentaires prélevés à deux sites qui étaient connus pour être des sites actifs d’alimentation des loutres. Seulement 19 des 744 puits contenaient des résidus de pétrole lourd, et 34 contenaient des résidus de pétrole modéré. Lorsque du pétrole était trouvé, il était généralement fortement dégradé. Boehm et al. (2008) ont noté que des études antérieures n’ont montré aucune biodisponibilité significative des HAP dans des résidus de pétrole enfouis ou séquestrés, et que d’importantes quantités de pétrole séquestré sont très disparates et rares. Les résidus non dégradés sont rares, généralement confinés dans la zone intertidale supérieure, et éliminés des zones de productivité biologique. Ces résidus demeurent, car ils sont séquestrés et ne sont donc pas biodisponibles ou rejetés dans l’environnement à des niveaux qui posent un risque pour le biote ou les humains utilisant le littoral (Boehm et al., 2008). En plus du pétrole séquestré dans des substrats poreux de plage à la suite du DPEV, une certaine quantité de pétrole brut a été séquestrée dans des lits de moules parmi les mattes de byssus de moules, les galets et les sédiments fins (Boehm et al., 1996). Ebert et Lees (1996), tel qu’il est cité par Peterson (2001), ont indiqué des données sur les lits de moules de zone intertidale intermédiaire qui ont montré des niveaux d’HAP supérieurs dans des zones mazoutées nettoyées à l’eau chaude comparativement aux zones mazoutées uniquement, mais où le nettoyage semble avoir créé des conditions qui, d’une certaine manière, étaient pire qui si l’on avait laissé le pétrole sur les plages. La présence de pétrole brut dans des lits de moules a créé des conditions qui ont entraîné une bioaccumulation accrue des HAP par les moules, avec un risque de niveaux d’exposition plus élevés pour les oiseaux et les mammifères, comme l’huîtrier de Bachman, l’Arlequin plongeur et la loutre, qui ont consommé des moules. Cette exposition a été confirmée pour plusieurs espèces consommatrices par une analyse du cytochrome P450 (EVOSTC, 2010), même si l’extrapolation des effets biologiques liés aux données de biomarqueurs d’exposition est très incertaine. Boehm et al. (1996) ont constaté que des zones de pétrole résiduel piégé dans des lits de moules comprenaient moins de 3 % de moules disponibles dans deux zones qui avaient été fortement mazoutées à la suite du DPEV, et ils ont conclu que la dose estimée d’HAP absorbée par des organismes consommateurs (comme les arlequins plongeurs, les huîtriers de Bachman, et les loutres de mer) était de trois ordres de grandeur inférieure aux doses connues pour causer des effets non mortels chez des espèces substitutives. Cette conclusion a été examinée de façon indépendante et confirmée par Harwell et al. (2010). Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-35 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique C.3 Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Effets environnementaux des déversements de pétrole sur les sédiments L’État du Massachussets (Battelle, 2007) a publié des points de référence pour les fractions d’hydrocarbures pétroliers dans les sédiments, sur la base du modèle de narcose non polaire, et en supposant une répartition à l’équilibre entre les hydrocarbures et le carbone organique dans les sédiments. Ces références, qui visent à protéger une espèce sensible des effets chroniques, peuvent être comparées à des valeurs antérieurement définies par Verbruggen (2004), et des valeurs calculées de façon indépendante suivant un modèle élaboré par Di Toro et McGrath (2000). Les trois ensembles de valeurs sont basés sur la répartition à l’équilibre des fractions d’HPT entre le carbone organique dans les sédiments (fco, présumé à 1 % de poids sec) et l’eau interstitielle des sédiments, et supposent un mode d’action fondé sur la narcose non polaire pour les hydrocarbures pétroliers. Cependant, les trois ensembles de points de référence indiquent différentes bases de données sur la toxicité et divergent dans l’approche adoptée pour atteindre les paramètres qu’ils cherchent à protéger. Le Massachusetts Department of Environmental Protection (MADEP) a calculé des valeurs aiguës de CL50 pour des produits chimiques représentatifs, puis il a utilisé un facteur d’application pour convertir la valeur moyenne de CL50 en une valeur chronique représentative d’une espèce sensible (Battelle, 2007). e Verbruggen (2004) a cherché à protéger l’espèce au 50 centile des effets très faibles (p. ex. une réduction de 10 % de la masse corporelle). Di Toro et al. (2000) ont élaboré un modèle de toxicité pour e les hydrocarbures en fonction du 5 centile de la répartition de la sensibilité à la toxicité aiguë de l’espèce, puis ils ont utilisé un facteur d’application pour estimer la valeur chronique. Les valeurs de référence établies par le MADEP (Battelle, 2007), Verbruggen (2004) et tirées du MCL sont énumérées dans le tableau C-5. C-36 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Tableau C-5 Résumé des valeurs de référence des effets pour les HPT (mg/kg sédiments secs, normalisé à 1 % de carbone organique des sédiments) Di Toro et al. (2000) et Di Toro et McGrath (2000) Battelle (2007) (chronique) Verbruggen (2004) (chronique) MCL (chronique) MCL (aigu) Aliphatique Aliphatique Aliphatique Aliphatique C5-C8 15,9 C5-C6 1,6 C7-C8 9,8 C7-C8 50 C9-C12 27,2 C7-C8 1,5 C9-C10 14 C9-C10 70 C13-C18 55,4 C9-C10 1,4 C11-C12 18 C11-C12 94 C19-C36 98,8 C11-C12 2,6 C13-C16 26 C13-C16 130 C13-C16 28 C17-C21 NA 1 C17-C21 NA C22-C34 NA 1 C22-C34 NA Aromatique Aromatique Aromatique 1 1 Aromatique C6-C8 5,3 C5-C7 3,9 C6-C8 < 10 C6-C8 C9-C12 2,3 C8 4,4 C9-C10 11 C9-C10 58 C13-C16 1,3 C9-C10 4,9 C11-C12 13 C11-C12 64 C16-C36 0,4 C11-C12 5,6 C13-C16 15 C13-C16 76 C13-C16 6,8 C17-C21 20 C17-C21 100 C17-C21 8,8 C22-C34 27 C22-C34 140 C22-C35 20 Somme des 2 HPT 89,5 Somme des 2 HPT 163,8 Somme des 2 HPT 832 Somme des 2 HPT 206,6 < 50 REMARQUES : 1 Les fractions aliphatiques d’HPT plus lourdes que les C16 sont considérées comme étant insuffisamment solubles pour causer une toxicité. 2 En principe, les valeurs de référence ci-dessus devraient être traitées de façon individuelle, et on devrait faire la somme des valeurs des quotients de risque, plutôt que celle des différentes valeurs de référence de la fraction d’hydrocarbures. En plus des études théoriques, il existe des études sur le terrain qui peuvent aider à éclairer l’élaboration de ces valeurs de référence pour les hydrocarbures pétroliers dans les sédiments. Des études sur le terrain peuvent être basées sur des gradients de l’exposition aux hydrocarbures qui sont présents dans l’environnement à cause de déversements antérieurs ou de rejets chroniques continus, ou elles peuvent être basées sur des ajouts expérimentaux d’hydrocarbures pour tester des diagrammes ou d’autres unités expérimentales. Nance (1991) a étudié des ensembles naturels d’invertébrés benthiques exposés à un gradient de pétrole brut dégradé à New Bayou, Texas, un estuaire de marée comprenant un point de rejet pour l’eau produite Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-37 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin à partir d’activités de production de pétrole et de gaz. Des accumulations locales d’HPT supérieures à 10 000 mg/kg ont été observées dans les sédiments, bien que la plupart des stations d’échantillonnage affichaient des concentrations inférieures à 1 000 mg/kg. Une concentration d’HPT dans les sédiments de 2 500 mg/kg a été jugée comme reflétant la valeur moyenne nécessaire pour réduire l’abondance de la population, car celle-ci a, en effet, été nettement réduite à proximité de l’émissaire d’eau, même si une zone d’abondance stimulée a été repérée en amont et en aval du point de rejet. La diversité de la communauté a montré un seuil de concentration similaire pour des effets d’HPT. Dans l’ensemble, Nance (1991) a conclu que les zones se trouvant dans la zone de réduction affichaient une concentration moyenne d’HPT dans les sédiments supérieure à 2 000 mg/kg. Des effets de réduction modérés ont été observés à des concentrations d’HPT de 2 000 à 3 500 mg/kg, tandis que les principaux effets de réduction ont été observés aux stations qui affichaient des concentrations moyennes d’HPT supérieures à 5 000 mg/kg. À de faibles concentrations, la présence d’hydrocarbures peut fournir une subvention énergétique entraînant ainsi le développement de communautés microbiennes qui, à leur tour, fournissent de la nourriture et de l’énergie aux consommateurs de niveaux trophiques supérieurs. Nance (1991) a estimé que, à New Bayou, la zone de stimulation (en fonction de l’abondance des invertébrés benthiques) était environ cinq fois plus vaste que la zone de réduction, et que le gain benthique (également en fonction de l’abondance des invertébrés benthiques) éclipsait la perte benthique d’un facteur d’environ 2,2. Rozas et al. (2000) ont prélevé de façon saisonnière des échantillons de poissons et d’invertébrés benthiques exposés à des HPT dégradés découlant de déversements d’essence, d’huile à chauffage domestique, et de pétrole brut présent dans les marais salés de la partie supérieure de la baie de Galveston, au Texas. Les concentrations d’HPT étaient généralement faibles (environ 75 % d’échantillons contenus dans des concentrations d’HPT < 200 mg/kg), même si des concentrations d’HPT allant jusqu’à 7 833 mg/kg ont été mesurées. Rozas et al. (2000) ont trouvé des relations potentielles entre les HPT dans les sédiments et l’abondance pour très peu d’espèces de poissons et d’invertébrés. Le manque de résultats significatifs a été jugé notable, compte tenu du fait qu’on attendait au moins trois résultats significatifs dus au hasard uniquement parmi les 63 essais effectués. Parmi les 30 taxons abondants examinés en automne, seule une espèce (crevettes d’herbes du marécage) a montré une relation négative avec les HPT dans les sédiments. À l’inverse, des relations positives significatives ont été relevées entre des densités endofaunes et la concentration d’HPT pour les annélides totaux, les oligochètes totaux, et Streblospio benedicti. Au printemps, 33 taxons ont été examinés et des relations négatives significatives entre l’abondance et la concentration d’HPT dans les sédiments ont été relevées pour quatre taxons (y compris deux stades de la vie du bouquet Mississipi des eaux saumâtres et deux espèces d’annelides), et des relations positives ont été relevées pour un polychète, le mollusque Geukensia demissa, et des mollusques totaux. On a conclu que les concentrations de fond (généralement inférieures à 500 mg/kg) d’HPT dégradés dans des sédiments de marais n’affectaient pas l’utilisation d’habitats par la plupart des organismes estuariens. C-38 Mai 2016 Oléoduc Énergie Est ltée. Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Pettigrove et Hoffmann (2005) ont ajouté de l’huile de moteur synthétique pour nettoyer les sédiments afin de simuler la pollution des hydrocarbures dans les ruisseaux urbains et d’étudier les effets des hydrocarbures à poids moléculaire élevé (plus de 16 atomes de carbone) sur les communautés d’invertébrés benthiques. Ils ont constaté que les effets de seuil (abondance réduite d’espèces sensibles) commençaient à des concentrations de 860 mg/kg, et que les concentrations d’HPT variant de 1 858 à 14 266 mg/kg entraînaient une réduction importante du nombre total de taxons et de l’abondance. D’après ces résultats, ils ont conclu qu’un faible niveau (860 mg/kg) de pollution aux HPT dans les sédiments pourrait augmenter l’abondance d’espèces opportunistes, tandis que des concentrations d’HPT entre 860 et 1 870 mg/kg sont susceptibles de réduire l’abondance de taxons sensibles à la pollution aux HPT. Des concentrations d’HPT supérieures à 1 870 mg/kg étaient considérées comme susceptibles d’entraîner des pertes plus importantes dans la présence et l’abondance des espèces. Pettigrove et Hoffmann (2005) ont également émis l’hypothèse selon laquelle des concentrations d’HPT entre 860 et 1 870 mg/kg affecteraient gravement des organismes prédateurs qui reposent directement ou indirectement sur des invertébrés benthiques en tant que source de nourriture. Une concentration d’HPT de 840 mg/kg a été proposée comme valeur directrice provisoire pour indiquer une détérioration écologique possible. Anson et al. (2008) ont approfondi les travaux de Pettigrove et Hoffman (2005) en testant une plus vaste gamme d’hydrocarbures dans des conditions similaires. Ils ont conclu que la valeur directrice proposée de 840 mg/kg demeurait valide. Certains échantillons de sédiments organiques se manifestant de façon naturelle dans les milieux humides contenaient des substances qui ressemblaient à des HPT, bien qu’elles ne semblaient pas causer des effets néfastes sur la communauté d’invertébrés benthiques. Anson et al. (2008) ont recommandé que les sédiments qui dépassent la valeur de référence de 840 mg/kg soient testés de façon plus approfondie pour séparer les sources biogènes d’hydrocarbures potentiellement bénignes des HPT anthropiques potentiellement néfastes. Des communautés d’invertébrés benthiques sont sujettes à de fortes variations naturelles en termes de disparité spatiale, qui se reflètent dans des valeurs fortement variables pour l’abondance et la composition des communautés. Des indices intégratifs de la composition des communautés, comme le nombre de taxons présents et la diversité des communautés, ont tendance à être plus stables, mais ils peuvent être quelque peu insensibles en tant qu’indicateurs d’effets. Malgré ces limitations, on peut s’attendre à ce que les effets de la contamination par des hydrocarbures sur des communautés d’invertébrés benthiques affectent des espèces sensibles à des concentrations commençant à environ 200 mg/kg et touchent la productivité de ces communautés à des concentrations dépassant 500 mg/kg. Des concentrations d’hydrocarbures pétroliers supérieures à 2 000 mg/kg dans les sédiments devraient être considérées comme des indicateurs d’une contamination grave, car on peut s’attendre à des effets aigus et graves sur la productivité des communautés. Oléoduc Énergie Est ltée. Mai 2016 C-39 Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique C.4 Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Références [EVOSTC] Exxon Valdez Oil Spill Trustee Council. 2010. Exxon Valdez Oil Spill Restoration Plan: 2010 Update Injured Resources and Services. Accès : www.evostc.state.ak.us [consulté le 14 mai 2010]. [EVOSTC] Exxon Valdez Oil Spill Trustee Council. 2014. Exxon Valdez Oil Spill Restoration Plan: 2014 Update on Injured Resources and Services. Anchorage (Alaska). Adopté le 19 novembre 2014. [MPO] Ministère des Pêches et des Océans du Canada. 2015. Données annuelles par station (2013, 2014), chlorophylle-a, station Prince 5. 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Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Billiard, S.M., et al. 1999. In: Brinkworth, L.C., Hodson, P.V., Tabash, S., Lee, P. 2003. CYP1A Induction and Blue SAC Disease in Early Developmental Stages of Rainbow Trout (Oncorhynchus Mykiss) Exposed to Retene. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A: Current Issues 66(7):627-646. Boehm, P.D., Mankiewicz, P.J., Hartung, R., Neff, J.M., Page, D.S., Gilfillan, E.S., O'Reilly, E., Parker, K.R. 1996. Characterization of mussel beds with residual oil and the risk to foraging wildlife 4 years after the Exxon Valdez oil spill. Environmental Toxicology and Chemistry 15(8):12891303. 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Partie B: Modélisation déterministe des conséquences de déversements de pétrole en milieu marin sur la santé humaine et l’environnement Annexe C : Valeurs de référence de toxicité pour l’évaluation des risques écologique Projet Énergie Est Volume 24 : Évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement pour des déversements de pétrole en milieu marin Harwell, M.A., Gentile, J.H., Johnson, C.B., Garshelis, D.L., Parker, K.R. 2010. A Quantitative Ecological Risk Assessment of the Toxicological Risks from Exxon Valdez Subsurface Oil Residues to Sea Otters at Northern Knight Island, Prince William Sound, Alaska. Human and Ecological Risk Assessment 16:727-761. Hodson, P.V., Collier, T.K., Martin, J.D. 2011. Technical Data Report: Toxicity of Oil to Fish – Potential Effects of an Oil Spill into the Kitimat River from a Northern Gateway Pipeline Rupture. Projet d'oléoduc Northern Gateway d'Enbridge. 113 p. 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