Contaminants atmosphériques émis par l'usine

Domtar de Ddson

Estimation des risques à la santé

pour les doyens des quartiers avoisinants

Rapport effectué par

Louis Jacques. MD. FRCP Gd Claude Tremblay. MSc. PhD

Gaétan Carrier. MD, PhD

Direction de la santé publique

services sociaux de la Montérêgie

22 Avril 1994

CENTRE DE DOCUMENTATION f> 1 f

. t n

3 -, 1 TABLE DES MATIERES '4835, avenue ChristopHe-Colomb, burèàu200

• - " M f e a l (Québec) H2J3G8i::; ' ' ' * « 31 î-?; Jêk\:(5U)597-mq6; - - g R ^

TABLE DES MATIÈRES ^ - ~ •- • • i LEXIQUE : : ; I RÉSUMÉ - - 1 INTRODUCTION : 4 CHAPITRE 1: Historique : 5 CHAPITRE 2: Fondements et démarche de l'analyse des risques à la santé 7

CHAPITRE 3: Description de l'usine, des procédés et des substances impliqués 11 3.1 Présentation générale " : • 11 3.2 Imprégnation à la créosote et au pentachlorophénol - 11 3.3 Sources d'émission des vapeurs 12 3.4 Mesures d'atténuation 12 3.5 La créosote : : 12 3.6 Le pentachlorophénol 13

CHAPITRE 4: Populations cibles et leur situation géographique 14 CHAPITRE 5: Programme d'échantillonnage de l'air 15

CHAPITRE 6: Analyse des risques à la santé associés aux composés organiques volatils (COV) • : ! 17

6.1 Le naphtalène 17 6.1.1 Toxicité du naphtalène ; : 17

A) Toxicité chez l'humain 17 B ) Tox ic i t é c h e z l'animal 19

6.1.2 Exposition au naphtalène 20 A) Concentrations observées sur et au pourtour du site de la compagnie

Domtar : 20 B) Concentrations usuelles de naphtalène en milieu urbain et semi-urbain _ 21

6.1.3 Analyse des risques à la santé associés au naphtalène ' 22 i

A) Risque d'irritation oculaire ; 22 B) Risque d'intoxication aiguë ; • 22 C) Risque d'effets chroniques et subchroniques : 23 D) Autres types de risques ou d'effets : : 24

TABLE DES MATIÈRES (suite)

6:2 Le benzène : ^ 25 6.2.1 Effets sur la santé : !—_25 6.2.2 Sources et données d'exposition 26 6.2.3 Analyse des risques à la santé : 27

6.3 Toluène, N/P-xylène, O-xylène et éthylbenzène ; 27 6.4 Le dichlorobenzène : 28 6.5 Le tétrachloroéthylène (TCE) . : 28

6.6 Trichloroéthane (TCA) : . 29

CHAPITRE 7: Risques à la santé associés aux chlorophénols et autres composés phénoliques^ 30

CHAPITRE 8: Analyse des risques à la santé associés à l'exposition aux hydrocarbures

aromatiques polycycliques (HAP) 31

8.1 Généralités sur les HAP 31

8.2 Concentrations en HAP mesurées à Delson, Saint-Constant et dans la zone de

référence . 31

8.3 Estimation du risque 32

DISCUSSION r 35 1. Limites inhérentes aux données environnementales ayant servi à l'estimation du

risque _ 35

2. Importance relative de l'exposition aux substances toxiques mesurées 36 3. Effets aigus sur la santé de la population 36 4. Effets chroniques non cancérigènes 37 5. Risques de cancers — 37

CONCLUSION ; 38 RECOMMANDATION 39 RÉFÉRENCES ! ! 65

TABLE des FIGURES et TABLEAUX

42 Figure 2a: Plan des municipalités Figure 2b: Plan de l'usine (partie 1) 4 3

Figure 2b: Plan de l'usine (partie 2) : : 4 4

Figure 3: Emplacement des stations d'échantillonnage : 4 5

Tableau 2: Dose létale à 50% du naphtalène : 4 7

Tableau 3: Concentration moyenne sur 24h du naphtalène (pg/m3) 48 Tableau 4: Moyenne arithmétique et écart-type des concentrations de naphtalène pour chaque

station ou groupe de stations (en pg/m3) 4 9

Tableau 5: Moyenne géométrique et écart-type des concentrations de naphtalène pour chaque station ou groupe de stations (en pg/m3) — 4 9

Tableau 6: Concentration moyenne de naphtalène (pg/m3) 5 0

Tableau 7: Concentrations de benzène mesurées sur et au pourtour du site de Domtar (pg/m3) _ 51 Tableau 8: Classification des HAPs par le CIRC 5 2

Tableau 9: Point d'échantillonnage no 4 (référence) ^ 5 3

Tableau 10: Point d'échantillonnage no 3 (Saint-Constant) 54 Tableau 11 : Point d'échantillonnage no 1 (Delson) - — 5 5

Tableau 12: Point d'échantillonnage no 2 (Delson) : 5 6

Tableau 13:Point d'échantillonnage no 7 (Delson) 57 Tableau 14: Distribution des concentrations des contaminants les plus fréquemment retrouvés

dans les zones étudiées (en |ig/m3) . 5 8

Tableau 15: Point d'échantillonnage no 4 (référence) 59 Tableau 16: Point d'échantillonnage no 3 (Saint-Constant) - 60 Tableau 17: Point d'échantillonnage no 1 (Delson) : 61, Tableau 18: Point d'échantillonnage no 2 (Delson) ; : — 62

Tableau 19: Point d'échantillonnage no 7 (Delson) 63 Tableau 20: Probabilité (estimée sur 100000) de développer le cancer du poumon selon les

concentrations mesurées en BaP-eq dans les trois zones 64

I

LEXIQUE

Cancérlgénicité

CIRC

COV

Estimation de la relation dose-réponse

Étude épidémiologique

Étude toxicologique

HAP

Caractère de ce qui est cancérigène. Une substance cancérigène est un agent capable de causer le cancer chez les animaux ou les humains.

Afin d'établir si une substance est cancérigène, on procède à des études expérimentales chez les animaux (habituellement des souris ou des rats), à qui on administre la substance à des doses adéquates, durant une certainé période de temps. Les animaux sont par la suite examinés pour la présence de cancer. Chez l'humain, une substance peut être démontrée cancérigène par l'intermédiaire d'études épidémiologiques;

Une substance peut être cancérigène chez une espèce animale et ne pas l'être chez les autres espèces, ou chez l'humain. De même, une substance peut se révéler cancérigène chez l'humain et ne pas l'être chez les animaux. Toutefois, lorsqu'un composé est trouvé cancérigène chez une espèce animale, il est considéré comme potentiellement cancérigène chez l'humain jusqu'à preuve du contraire.

Centre international de recherche sur le cancer (en anglais, IARC, «International Agency for Research on Cancer»). Centre appartenant à l'Organisation mondiale de la santé qui détermine le potentiel cancérigène des substances étudiées.

Composés organiques volatils. Famille regroupant une vaste gamme de substances organiques (i.e. comportant un ou des atomes de carbone) ayant la propriété d'être volatiles dans l'air ambiant.

C'est le processus qui vise à établir la relation entre, d'une part, la dose d'exposition d'une substance donnée ou d'un mélange de substances reçues dans des conditions spécifiques et, d'autre part, l'incidence (la probabilité d'apparition) d'un effet délétère spécifique.

Étude déterminant la distribution d'un problème de santé dans une population et les causes de cette distribution.

Étude des réactions dans l'organisme humain ou animal suivant l'exposition à un agent chimique ou physique.

Hydrocarbures aromatiques polycycliques. Famille de substances organiques possédant plusieurs anneaux de benzène, volatiles et issues de la combustion incomplète de substances organiques (bois, charbon, huile,....).

n

LOAEL

LOEL

mg

mg/m3

Mutagénicité

NCI

ng

ng/m3

NOAEL

"Lowest-Observed-Adverse-Effect Level". Correspond à la plus faible dose pour laquelle - une différence statistiquement significative concernant la présence d'au moins un effet nocif a pu être décelée entre un groupe exposé et un groupe témoin.

"Lowest-Observed-Effect Level". Correspond à la plus faible dose pour laquelle une différence statistiquement significative concernant la présence d'au moins un effet fonctionnel, mais non nocif, a pu être décelée entre un groupe exposé et un groupe témoin.

Milligramme. Unité de mesure de masse égale à un millième de gramme (10~3 g).

Milligramme par mètre cube d'air. Unité de mesure de la concentration d'une substance dans l'air, équivalant à un millième de gramme par mètre cube d'air.

Caractère de ce qui est mutagène. Un mutagène est un agent capable de provoquer une mutation, i.e. un changement dans le matériel génétique d'une cellule.

Plusieurs tests existent pour déterminer si une substance est mutagène ou non. Ces tests sont habituellement faits sur des bactéries, des levures, des drosophila (mouches), des fungi, ... Un test souvent fait est le test de Ames qui utilise une bactérie, la Salmonella typhimurium.

L'importance de déterminer la mutagénicité chez de tels organismes est d'aider à prédire si iine substance pourrait causer le cancer ou des malformations congénitales chez les animaux ou les humains.

"National Cancer Institute". Organisme gouvernemental américain de recherche.et d'éducation en matière de cancer.

Nanogramme. Unité de mesure de masse égale à un milliardième de gramme (10~9 g):

Nanogramme par mètre cube d'air. Unité de mesure de la concentration d'une substance dans l'air équivalant à un milliardième de gramme par mètre cube d'air.

"No-Observed-Adverse-Effect Level". Correspond à la plus haute dose pour laquelle aucune différence statistiquement significative concernant la fréquence d'effets nocifs n'a pu être décelée entre un groupe exposé et un groupe témoin.

m

NOEL

NTP

ppm

Relation dose-réponse (RDR) dans la population

Tératogénicité

TLV

Toxicité aiguë

Toxicité chronique

Toxicité subaiguë

"No-Observed-Effet Level". Correspond à la plus haute dose testée chez les animaux pour laquelle aucune différence statistiquement significative concernant la fréquence d'effets biologiques fonctionnels ou nocifs n'a pu être décelée entre un groupe exposé et un groupe témoin.

"National Toxicology Program". Programme du gouvernement fédéral américain regroupant plusieurs agences effectuant de la recherche en toxicologie sur des substances spécifiques.

Partie par million. Cette unité de mesure est fréquemment utilisée pour désigner des concentrations de gaz ou de vapeur dans l'air. Par exemple, un ppm de gaz dans l'air équivaut à 1 ml de gaz/m3 d'air.

La RDR est l'expression mathématique ou la représentation graphique qui nous permet de décrire la réponse d'une population exposée à une substance ou un mélange de substances toxiques données, et ce, pour différentes conditions d'exposition.

Caractère de ce qui est tératogène. Un agent tératogène est un agent qui agit durant la grossesse pour produire une malformation congénitale physique ou fonctionnelle chez le nouveau-né. Pour évaluer si une substance est tératogène, la substance est administrée à des femelles enceintes (i.e. souris, rates) et la progéniture est examinée, afin de détecter la présence de malformations congénitales.

"Threshold Limit Value" ou valeur limite d'exposition. Norme ambiante en milieu de travail pour une substance spécifique, établie par un organisme gouvernemental. Elle se définit comme la concentration moyenne admissible, pondérée pour une journée de travail de 8 heures et une semaine de travail de 40 heures. La majorité des travailleurs exposés à cette concentration de façon répétitive, jour après jour, ne devrait pas manifester de réaction adverse.

Tout effet toxique caractérisé par une apparition brusque et une évolution rapide, résultant d'une exposition à court terme, voire d'une seule exposition à l'agent causal. Ces effets peuvent être mineurs ou majeurs, allant jusqu'à causer la mort.

Tout effet toxique caractérisé par une apparition et une évolution lentes, résultant généralement d'une exposition à long terme à l'agent causal. Ces effets peuvent être mineurs ou majeurs, allant jusqu'à causer la mort.

Tout effet toxique dont les caractères sont intermédiaires entre l'état aigu et chronique. Ces effets peuvent être mineurs ou majeurs, allant jusqu'à causer la mort.

Microgramme. Unité de mesure de masse égale à un millionième de gramme (10 - 6 g).

Microgramme par mètre cube d'air. Unité de mesure de la concentration d'une substance dans ..l'air, équivalant à un millionième de gramme par mètre cube d'air.

"Environmental Protection Agency of United States of America". Agence américaine de protection de l'environnement ayant comme principales responsabilités d'établir et de faire respecter les normes en matière d'environnement aux États-Unis.

1.

RÉSUMÉ

Depuis quelques années, l'usine de préservation du bois de Domtar située à Delson (acquise en juillet 1993 par Stella-Jones) fait l'objet de plaintes répétées de la part des citoyens des municipalités limitrophes de Delson et Saint-Constant. Les citoyens se disent incommodés par des odeurs provenant des opérations d'imprégnation à la créosote et au pentachlorophénol et associent certains problèmes de santé (maux de tête, nausées, problèmes respiratoires) aux émanations de produits chimiques reliés à ces opérations.

Compte tenu de son mandat de protection de la santé publique, afin de répondre à la demande des représentants des citoyens des villes mentionnées, le DSC de l'hôpital Charles LeMoyne (maintenant intégré à la Direction de la santé publique de la Régie régionale de la santé et des services sociaux de la Montérégie) a procédé à une évaluation des risques potentiels pour la santé des citoyens à l'égard des contaminants émis par cette usine. L'analyse porte sur la probabilité d'observer des effets aigus (court terme) et des effets chroniques (long terme) dans la population.

En concertation avec la direction régionale du ministère de l'Environnement et de la Faune du Québec (MEFQ) et la Direction régionale de la santé publique, la compagnie Domtar, par l'entremise d'une firme d'experts consultants (Monenco-Agra Inc. ), a procédé à l'échantillonnage de l'air au pourtour de l'usine pendant 10 jours à la fin d'août et au début de septembre 1992. L'échantillonnage avait pour but d'estimer les concentrations dans l'air ambiant d'une série de composés organiques volatils (cov), de chlorophénols (CP) et autres composés phénoliques ainsi que d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Ces contaminants ont été retenus à cause de la composition chimique des produits de base, des procédés impliqués et de leur toxicité potentielle chez l'humain.

Pour l'analyse de risque, 3 zones d'échantillonnage ont été retenues. La première a été utilisée afin d'établir les concentrations moyennes observées dans un site théoriquement non exposé aux composés volatils (site de référence pour établir le bruit de fond environnemental). Les deux autres zones représentent les niveaux moyens des concentrations mesurées dans les quartiers de Saint-Constant et Delson en bordure de l'usine.

De l'ensemble des cov mesurés, c'est le naphtalène qui est retrouvé en plus grande concentration dans les quartiers de Delson et Saint-Constant limitrophes à l'usine, alors qu'il est habituellement en-dessous du seuil de détection dans la zone de référence. La moyenne des concentrations de naphtalène mesurées à Delson et Saint-Constant dans les quartiers visés se compare à celle retrouvée dans les centres urbains et semi-urbains en Amérique du Nord, mais est plus élevée que celle retrouvée en milieu rural. Toutefois, les concentrations moyennes en certains jours dépassent probablement celles observées en milieu urbain où l'on ne retrouve pas de source dominante comme dans ce cas-ci. Les concentrations des autres cov sont similaires ou inférieures à celles observées dans les centres urbains et semi-urbains en Amérique du nord. L'analyse de risque démontre qu'il est improbable qu'aux concentrations de cov mesurées, les citoyens puissent subir des effets toxiques irréversibles, aigus ou chroniques. Par contre, on ne peut pas exclure la possibilité que certains symptômes manifestés par des citoyens (maux de tête,

2.

nausées) soient attribuables, du moins en partie, à l'exposition au naphtalène ou à un mélange de cov.

En ce qui concerne les chlorophénols et autres composés phénoliques, il est improbable d'observer des effets sur la santé des citoyens aux concentrations mesurées.

Quant aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), ils ont fait l'objet d'une analyse particulière étant donné leur capacité d'induire le cancer du poumon chez l'humain. Dans cette famille de substances, on retrouve le benzo(a)pyrène (BaP) qui sert habituellement d'indicateur de leur présence dans l'environnement. En moyenne, dans les villes canadiennes, le niveau de BaP mesuré se situe autour de 1 ng/m3, ce qui correspond à la norme environnementale proposée par l'agence américaine de protection de l'environnement (US-EPA). La présence du BaP a été détectée à Saint-Constant, le 7 e jour de l'échantillonnage, à une concentration de 0,6 ng/m3. Dans les autres endroits, le BaP n'a pas été détecté. D'autres HAP ont également été mesurés lors de l'échantillonnage. H s'avère cependant difficile de trouver des valeurs de références permettant d'effectuer une comparaison valide pour ces autres composés.

Pour l'analyse de risque, nous avons toutefois considéré les autres HAP potentiellement cancérigènes en plus du BaP. Le risque de cancer du poumon pour la population a été calculé à l'aide d'un modèle mathématique d'estimation de risque développé sur la base d'études épidémiologiques. Ces études ont démontré une association entre le cancer du poumon observé chez des travailleurs et l'exposition aux HAP.

En se basant sur la situation géographique des habitations par rapport à l'usine et à la disposition des échantillonneurs, nous avons estimé qu'approximativement 2000 personnes seraient exposées à des concentrations proches de celles mesurées aux sites d'échantillonnage. Puisqu'à cause des vents les concentrations diminuent en fonction de la distance, il va de soi que lorsque l'on s'éloigne de la source d'émission, l'exposition et, conséquemment le risque, diminuent.

Pour ces 2000 personnes, le risque estimé de cancer du poumon est théoriquement plus grand que celui estimé dans la zone de référence, laquelle correspond à une zone peu ou non exposée aux émanations de l'usine. Cependant, ce risque est probablement inférieur à celui observé dans les grandes villes canadiennes, telles que Montréal, Québec et Toronto. Dans l'hypothèse d'une exposition continue sur 70 années, 24 heures par jour et 365 jours par année, on estime qu' il y aurait moins d'un cas de cancer du poumon attribuable à l'exposition mesurée à Saint-Constant et à Delson. En conséquence, la probabilité d'observer un cas additionnel de cancer du poumon dans cette population est trop petite pour être mesurable en utilisant les méthodes d'investigation disponibles en santé publique (étude épidémiologique). Dans la population québécoise, il y a environ 100 personnes sur 1000 affectées par un cancer du poumon dont la cause principale est le tabagisme. Si, à cause des émissions de HAP de l'usine Stella-Jones, un cancer du poumon venait s'ajouter dans la population de Delson ou à Saint-Constant, il serait impossible de déterminer lequel des cancers du poumon présents est attribuable à ces émissions.

Dans le but de ne pas sous-estimer le risque réel, nous avons intentionnellement utilisé une méthode d'estimation des risques conservatrice, ce qui signifie qu'il y a lieu de croire que cette méthode surestime le risque réel.

Nos conclusions sont les suivantes:

1. On ne peut exclure la possibilité que le naphtalène atteigne, dans certaines conditions, des concentrations suffisantes pour causer certains effets rapportés par la population, tels des maux de tête et des nausées; Notons que la concentration maximale rapportée était de l'ordre de 400 pg/m3 sur 24 heures. Étant donné les variations des conditions atmosphériques en fonction du temps, il est plausible que, pour des courtes périodes durant la journée, les concentrations dépassent largement les concentrations moyennes. Toutefois, il est impossible de démontrer une relation de cause à effet, en raison notamment de la non-spécificité des effets rapportés.

2. Le risque d'observer des effets toxiques non cancérigènes sévères et irréversibles est pour ainsi dire pratiquement nul.

3. Le risque de cancer du poumon, estimé théoriquement en utilisant une approche conservatrice, est trop faible pour être mesurable ou vérifiable dans la réalité.

À la lumière de cette analyse de risque, nous recommandons que la compagnie Stella-Jones:

• prenne des mesures pour atténuer dans les périodes critiques (grande chaleur, vent léger, humidité importante, ...) et idéalement en tout temps les émanations des contaminants dans l'air;

• démontre l'efficacité de l'application de ces mesures de mitigation par les moyens appropriés. Par exemple, la mesure du naphtalène dans l'air pourrait servir d'indicateur;

• et en informe la population et là direction régionale de la santé publique selon des modalités à définir.

INTRODUCTION

Dans ce document, nous présentons l'étude d'estimation des risques pour la santé des citoyens demeurant au pourtour de l'usine Domtar de Delson (acquise en juillet 1993 par Stella-Jones) et découlant de l'exposition aux émanations de cette usine.

L'estimation des risques à la santé porte sur les effets aigus, à court terme, de même que sur les effets chroniques, à long terme, pouvant être associés à cette exposition.

L'étude ne visait pas à évaluer la problématique de nuisance secondaire aux odeurs nauséabondes.

Le document est structuré de la façon suivante. Tout d'abord, un historique est présenté au chapitre 1. Afin de comprendre la nature, la portée et les limites de ce type d'étude, nous présentons au chapitre 2 un bref exposé sur les fondements et la démarche de l'analyse de risque dans le domaine de la santé: Une description de l'usine, des procédés et des substances impliqués est brièvement présentée au chapitre 3. Suit, au chapitre 4, une description de la population cible. Au chapitre 5, nous résumons la méthodologie du programme d'échantillonnage effectué par la firme Monenco Agra Inc. La présentation des principaux résultats de cet échantillonnage est intégrée dans les chapitres qui suivent. Aux chapitres 6 à. 8, les résultats de l'analyse de risque sont présentés par famille de contaminants. Cette présentation suit l'ordre suivant: revue des effets potentiels sur la santé; concentrations observées sur et aii pourtour du site; estimation des risques à la santé. Puis, nous discutons des limites de cette étude et des résultats. Enfin, nous concluons sur la nature et l'ampleur des risques et présentons notre recommandation.

5.

CHAPITRE 1: Historique

Depuis quelques années, l'usine de préservation du bois de Stella-Jones (anciennement nommée Domtar) située à Delson, en banlieue de Montréal, fait, l'objet de plaintes répétées de la part des citoyens des municipalités limitrophes de Delson, Saint-Constant et Sainte-Catherine.

Des citoyens se disent incommodés par de fortes odeurs de «créosote» provenant des opérations de l'usine. Ces odeurs surviennent surtout en été, particulièrement le soir et la nuit lorsqu'il fait chaud et humide. Des citoyens leur attribuent des maux de tête, des nausées et des problèmes respiratoires.

En septembre 1991, des citoyens de ces trois municipalités se plaignent au département de santé communautaire de l'hôpital Charles LeMoyne (DSC Charles LeMoyne), en raison des inquiétudes qu'ils éprouvent pour leur santé, secondaires à ces émanations. Compte tenu de son mandat en matière de protection de la santé publique, le DSC Charles LeMoyne (maintenant intégré au sein de la Direction de santé publique de la Régie régionale de la santé et des services sociaux de la Montérégie et que l'on désignera dans ce document par l'appellation «Direction régionale de santé publique» (DRSP)) a effectué dès lors des démarches et des travaux afin de répondre aux interrogations soulevées par les plaintes des citoyens.

Le DSC Charles LeMoyne a d'abord examine les résultats d'une série d'échantillonnage de l'air que venait d'effectuer la compagnie Domtar (Boyer, 1991). Cet échantillonnage visait à déterminer les concentrations dans l'air ambiant de deux groupes de composés chimiques, soit les composés organiques volatils (cov) et les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Compte tenu des limites de cette évaluation de la qualité de l'air (période d'échantillonnage non représentative des conditions estivales, durée d'échantillonnage et nombre d'échantillons insuffisants, limites de l'appareillage utilisé, ...), le DSC Charles LeMoyne ne pouvait s'appuyer sur ces résultats pour estimer les risques à la santé pour les citoyens et il recommandait qu'une nouvelle évaluation soit effectuée.

La compagnie Domtar accepta cette proposition et planifia la seconde campagne d'échantillonnage en concertation avec le ministère de l'Environnement du Québec (MEnviQ) et le DSC Charles LeMoyne, afin de s'assurer qu'elle réponde aux besoins d'information des diverses parties.

Aussi, afin de faciliter la communication entre les diverses parties impliquées, une table de liaison fut mise sur pied en juin 1992 par le député provincial du comté de LaPrairie. Cette table réunissait les partenaires suivants: le député provincial, le maire de chacune des trois municipalités visées, la compagnie Domtar, le MEnviQ et le DSC Charles LeMoyne. Le plan proposé pour la deuxième série d'échantillonnage fut présenté et discuté à cette table.

6.

L'échantillonnage et l'analysé des composés furent réalisés par la firme Monenco Agra Inc. et financés par la compagnie Domtar. Les échantillons d'air furent prélevés à la fin du mois d'août et au début du mois de septembre 1992. Le rapport de ce programme d'échantillonnage fut soumis au DSC Charles LeMoyne en novembre 1992 (Monenco Agra Inc., 1992). Un résumé de ce rapport est présenté au chapitre 5.

C'est sur la base des informations issues de ce deuxième programme d'échantillonnage que la Direction régionale de santé publique (laquelle a intégré l'ex-DSC Charles LeMoyne) a effectué la présente étude.

7.

CHAPITRE 2: Fondements et démarche de l'analyse des risques à la santé

On pourrait définir l'analyse des risques en santé environnementale comme étant la démarche conduisant à estimer, avec la meilleure valeur prédictive possible, la probabilité d'apparition d'effets néfastes chez une population exposée à des substances potentiellement toxiques.

La valeur de cette prédiction dépend, d'une part, de la précision avec laquelle on peut estimer l'exposition réelle d'une population à ces substances et, d'autre part, de la précision avec laquelle on peut estimer la relation qui existe entre une exposition donnée (aiguë, subaiguë ou chronique) à ces substances et la probabilité d'apparition d'effets indésirables chez l'humain.

Nous représentons, à la figure 1, les diverses étapes à suivre dans la réalisation d'une analyse des risques à la santé de sujets exposés à des substances toxiques. Voici une brève description de ces étapes.

Étape I: Inventaire préliminaire des connaissances acquises sur les substances en cause et identification du danger

Cette étape vise à identifier la présence d'une menace potentielle à la santé, à identifier les substances pertinentes à l'étude et à définir le plan général de l'analyse de risque. Ceci est effectué en examinant les données concernant la source d'exposition et celles provenant de la littérature. Cette étape a été effectuée, en partie, avant la réalisation du programme d'échantillonnage de Monenco Agra Inc.

L'étape I est cruciale car elle sert, notamment, à définir le plan de l'étude. Le choix du plan de l'étude dépend principalement des questions que l'on se pose (des objectifs de l'étude) au sujet de l'analyse des substances et de leurs effets, ainsi que des contraintes résultant de divers facteurs: la qualité et la quantité des données environnementales dont on dispose et leur pertinence pour l'étude, la qualité et la quantité des connaissances acquises dans le domaine scientifique sur les sujets étudiés, les considérations éthiques, etc.

D existe un lien important entre la conception, la conduite d'une étude et l'analyse ultérieure des résultats. Plus la conception de l'étude est soignée, plus il est possible de définir des modèles théoriques réalistes (représentatifs de la réalité) et de tirer des conclusions sensées des observations, et ce, même si les incertitudes persistent à cause des contraintes imposées par les limites de nos connaissances sur le sujet. A l'inverse, une étude mal conçue ou mal conduite a peu de chances, en général, de fournir des résultats fiables et utiles, quels que soient l'ingéniosité de l'analyse effectuée par la suite et les outils dont on dispose pour la réalisation de l'étude.

8.

Étape II: Estimation de la relation dose-réponse (R-D-R) des effets à analyser

Cette étape vise à établir quantitativement la relation qui existe entre la dose d'exposition aux substances toxiques et la survenue d'effets nocifs, ainsi qu'à identifier le seuil à partir duquel ces effets surviennent, si un tel seuil existe, ou à défaut, à établir le niveau de risque jugé acceptable socialement.

Ce travail est effectué à partir des études toxicologiques et épidémiologiques existantes. Préférablement, l'établissement d'un seuil ou d'un niveau acceptable doit être dérivé des études chez l'humain. Pour certaines substances cependant, le seuil sera extrapolé des observations chez l'animal. Aussi, l'observation d'un seuil peut avoir conduit à l'établissement d'une norme environnementale ou d'une norme en milieu de travail. Pour d'autres substances, aucune norme n'existe. Même lorsque l'on dispose d'une norme, on doit être prudent dans leur utilisation, surtout si leur fondement ne repose que sur la survenue d'un type d'effet, le plus souvent les effets aigus. La détermination d'un seuil ou d'une limite acceptable est généralement simple pour les effets aigus et subaigus. D en va malheureusement autrement pour les effets chroniques à faible dose des substances de type cancérigène ou mutagène. Nous reviendrons sur cet aspect un peu plus loin.

Étape III: Estimation de la dose d'exposition individuelle et collective

L'évaluation de l'exposition revêt une grande importance dans les études d'analyse des risques. La validité des études d'analyse de risque dépend à la fois de la connaissance de la dose d'exposition à laquelle la population est soumise et de la relation entre cette dose et les effets produits.

Les principaux paramètres dont il faut tenir compte sont les suivants;

1. la dispersion des contaminants dans l'air, en tenant compte de la position de la source d'émission et de celle des populations, des conditions météorologiques, etc.;

2. la distribution spatiale des contaminants dans la zone touchée;

3. les méthodes d'estimation de la dose d'exposition en tenant compte des comportements et des habitudes des individus exposés;

4. les techniques disponibles pour la mesure des concentrations de contaminants dans les divers milieux, y compris dans les tissus biologiques des humains;

5. l'exposition actuelle de la population par des sources autres que celles reliées au problème analysé: la contamination des aliments, les habitudes tabagiques et l'exposition aux autres sources des composés étudiés.

9.

Étape IV: Estimation et caractérisation du risque et analyse de sensibilité

En confrontant les résultats obtenus à l'étape II (estimation de la R-D-R) avec ceux de l'étape m (estimation des doses d'exposition), on estime les risques auxquels la population est exposée. On cherche à estimer le risque individuel (selon, par exemple, la position spatiale de l'individu par rapport à la source) et le risque collectif.

On caractérise le risque selon différents termes : risque attribuable à la source étudiée, risque total (celui dû au bruit de fond ainsi qu'au risque attribuable), risque relatif (rapport de la probabilité d'effets chez les sujets exposés à la source en cause, sur la probabilité des mêmes effets chez les personnes non exposées à cette source).

Évidemment, le résultat comporte des zones d'incertitude plus ou moins importantes selon la qualité des résultats des étapes II et ni. Ces incertitudes sont présentées, chiffrées si possible et discutées.

Étape V: Appréciation du risque et recommandations

À cette étape, les résultats de l'étude sont analysés et interprétés par les spécialistes qui devront tirer leurs propres conclusions et formuler leurs recommandations. Dans certaines études d'analyse de risque, plus particulièrement dans les études relatives aux effets aigus (souvent d'ampleur modeste), l'analyse et l'interprétation des résultats sont assez simples. Cependant, dans plusieurs cas, dont le présent, l'interprétation des données devient fort complexe, en particulier pour l'analyse de risque dû aux effets cancérigènes faisant suite à une exposition chronique à de faibles doses de contaminants. Cette difficulté résulte du fait que les effets sur la santé recherchés ne sont pas spécifiques ou uniques aux contaminants en cause et qu'ils peuvent être attribuables à bien d'autres facteurs, souvent plus fréquents et ayant un potentiel d'effet nocif plus grand que les toxiques étudiés. En d'autres termes, l'effet toxique recherché se trouve dilué parmi un grand nombre d'effets attribuables à d'autres causes et ne peut être isolé de l'ensemble. Cette situation rend impossible, dans le cas présent, la réalisation d'une étude épidémiologique pour mesurer des effets attribuables aux émanations de l'usine dans la population vivant au pourtour.

Un point fondamental en analyse du risque de certains effets chroniques (mutagènes, cancérigènes, immunitaires ou autres), en rapport avec les contaminants environnementaux, est de savoir s'il existe un niveau d'exposition en dessous duquel les effets de tel ou tel agent ne sont pas décelables (avec les méthodes de mesure utilisées en toxicologie ou en épidémiologie) et au-delà duquel les effets ou la probabilité d'apparition d'effets s'accroissent progressivement, conformément à une relation dose-réponse bien définie. D est rarement possible d'établir une relation de ce type chez l'humain pour les effets d'une exposition très peu intense. Par exemple, avec les dioxines et les furannes, même si un consensus existe parmi les chercheurs à l'effet qu'il existerait un seuil en dessous duquel il y aurait absence d'effet (conclusion basée sur la connaissance des mécanismes d'action impliqués), on n'est pas encore arrivé à établir la valeur de ce seuil.

10.

Même lorsque les résultats de l'analyse suggèrent une corrélation entre un indice sanitaire de la population (par exemple, l'excès de cancers chez une population de travailleurs exposés à des substances toxiques) et l'exposition à une substance toxique, il faut soigneusement s'interroger sur'le bien-fondé de ce lien apparent, par exemple en se demandant s'il est plausible sur le plan biologique. Il faut s'appuyer sur de nombreuses données avant de pouvoir présumer l'existence d'un lien de cause à effet. De plus, la présence d'un effet à dose élevée ne permet pas de conclure à un effet pour des doses d'exposition beaucoup plus faibles. Par contre, une telle observation doit semer le doute jusqu'à preuve du contraire.

Il faut également être conscient que le spécialiste, comme tous les humains, ne peut faire complètement abstraction de ses propres jugements de valeur lorsqu'il interprète les résultats ou lorsqu'il émet des recommandations sur les solutions à apporter. Celui-ci doit s'efforcer dé présenter une analyse des impacts de chacun des, scénarios possibles et réalistes du problème étudié et laisser les responsables de la gestion du risque en cause faire les choix parmi les actions à envisager relativement à ce problème. Le rôle du spécialiste est de s'assurer que toutes les personnes concernées (populations exposées, responsables de la santé publique et de la surveillance de la qualité de l'environnement industriel) possèdent tous les éléments pour porter un jugement éclairé sur le problème étudié. H doit donc s'efforcer de s'exprimer dans un langage accessible au profane en utilisant des formulations qui évitent toute mauvaise interprétation des résultats ou des conclusions. H doit, de plus, expliquer en langage clair les limites de l'étude et leurs impacts sur les résultats.

Quand les discussions débordent le domaine de la toxicologie, de l'épidémiologie ou de l'hygiène industrielle et font intervenir, par exemple, des facteurs sociaux ou économiques, le spécialiste de l'analyse de risque ne peut parler qu'en tant que citoyen et son opinion n'a pas plus de poids que celle d'un autre citoyen. Depuis quelques années, les considérations philosophiques relatives à la notion de "risque acceptable socialement" ont donné naissance à une abondante littérature sur le problème des risques relatifs des divers aspects de l'activité humaine. À la lecture de ces publications, on constate qu'il n'est pas facile d'arriver à un consensus sur un niveau de risque acceptable. La décision de définir un niveau de risque acceptable sous forme de norme ou de critère sera toujours influencée par le jugement de valeur de celui qui décide et par la dynamique sociale complexe qui évolue au gré des décisions et des actions prises.

1 1 .

CHAPITRE 3: Description de l'usine, des procédés et des substances impliqués

Présentation générale

L'usine de préservation de bois de Stella-Jones, à Delson, comporte une superficie de . 155 acres et est située à l'intersection des voies ferrées du CN et du CP (voir figure 2). En période de pleine production, l'entreprise emploie près de 80 personnes et elle est en opération 7 jours/semaine, 24 heures par jour.

La préservation chimique du bois vise à lui assurer une résistance à long terme contre les champignons, les insectes et autres micro-organismes. Le procédé de préservation du bois consiste en gros en un traitement à haute température (115°C) et à haute pression (12 atm) dans des autoclaves avec divers produits chimiques. Les produits de préservation du bois se divisent en deux catégories: la créosote, seule ou en association avec l'huile de pétrole et le pentachlorophénol (PCP) dissous dans l'huile de pétrole; les solutions aqueuses de sels hydrosolubles tels I'arséniate de cuivre ammoniacal (ACA), communément appelé «chemonite» et I'arséniate de cuivre chromaté (ACC).

L'usine est en opération depuis 1924. Jusqu'en 1957, l'usine traitait les dormants de chemin de fer à la créosote à l'aide de deux cylindres d'imprégnation (autoclaves). En 1956, l'installation d'un troisième autoclave a permis le traitement des poteaux à la solution de pentachlorophénol 5% (PCP). En 1973, un quatrième autoclave vint s'ajouter pour le traitement à l'ACA. Cependant, ce procédé a été abandonné en 1993. Puis, en 1989, un cinquième autoclave fût installé pour le traitement à l'ACC. Ces quatre autoclaves sont aujourd'hui en opération et traitent en moyenne 5 millions de pieds cube de bois par année.

Sur ces terrains, se trouvent également un séchoir, un moulin à bois, une scierie, des infrastructures pour le traitement des eaux et des boues usées ainsi que des bureaux.

Bien que l'usine utilise divers composés, ce sont essentiellement la créosote et le pentachlorophénol qui ont fait l'objet de cette étude, en raison de la nature des émanations atmosphériques générées par le traitement du bois avec ces produits. Les sections suivantes ne traiteront donc que de ces produits.

Imprégnation à la créosote et au pentachlorophénol

La préservation à la créosote et au PCP est réalisée par traitement sous pression, dans des autoclaves en acier. L'emplacement de ce département est indiqué à la figure 2 (voir le bâtiment no 2). Le bois préparé est acheminé dans l'autoclave par wagonnets. Lorsque l'autoclave est rempli à pleine capacité, la porte est fermée hermétiquement et le cycle d'imprégnation démarre.

12.

Deux méthodes d'imprégnation sont utilisées: le procédé «à cellules pleines» et le procédé «à cellules vides». Dans le cas d'un traitement à la créosote, l'une ou l'autre de ces méthodes est applicable. Le choix s'effectue en tenant compte de la nature du produit désiré, de l'essence et de l'humidité d'origine du bois. La solution de pentachlorophénol est toujours appliquée au moyen du procédé à cellules vides.

Malgré les différences d'application, le fonctionnement général des autoclaves pour les deux méthodes demeure le même. Les produits de préservation, l'eau et l'air sont, acheminés à l'autoclave via une tuyauterie appropriée. La température de la solution est maintenue grâce à des serpentins à vapeur. Des appareils de mesure intégrés au cylindre enregistrent les divers paramètres de traitement (température, pression, durée,...) qui sont fonction de la substance utilisée de même que de l'essence et l'humidité initiale du bois.

3.3 Sources d'émission des vapeurs

Les installations des procédés de traitement à la créosote et au pentachlorophénol comportent plusieurs points d'émission de vapeurs. Les sources présumées les plus importantes sont situées à l'ouverture des portes des autoclaves lors de la sortie des charges dé bois traité et aux sites d'entreposage des charges fraîchement traitées.

Mentionnons également les autres points d'émission suivants: les évents des réservoirs qui entreposent et mélangent les substances, les conduites de vapeurs lors de l'application d'un vide dans les réservoirs en phase de conditionnement ou lors de l'imprégnation dans l'autoclave, les évents des autoclaves et les bassins d'évaporation utilisés pour le traitement des eaux résiduaires et pour le traitement des boues.

3.4 Mesures d'atténuation

L'usine possède un système de traitement de l'air divisé en deux circuits. Un premier traite les émissions provenant des réservoirs d'entreposage et de mélange des produits de préservation et un autre filtre les vapeurs aspirées par les hottes de ventilation au-dessus des portes des autoclaves et les gaz aspirés par la pompe à vide. Les filtres du deuxième circuit doivent être nettoyés fréquemment, en raison du grand volume d'air saturé en produits organiques à traiter.

3.5 La créosote

La créosote est achetée directement des fabricants. Ce produit est visqueux, de couleur arnbre ou noir, plus lourd que l'eau, brûle facilement et a une odeur facilement perceptible en raison de l'évaporation des composés plus volatils, tels que le naphtalène.

13.

Les proportions des constituants de la créosote sont variables d'un lot à l'autre, en raison des différents types de goudron utilisé et des paramètres de fabrication (température, système de distillation des gaz, etc.). Ainsi, sa composition exacte demande une analyse spécifique. Néanmoins, on sait que la créosote comporte plus de 300 composés, comprenant des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) liquides et solides (85%), des phénols (2% à 17%) ainsi que des acides et des bases de goudron. Le tableau 1 montre certains HAP présents dans la créosote de fabrication canadienne, avec leur proportion respective.

Le pentachlorophénol

Le pentachlorophénol est obtenu des fabricants. Sa formule chimique est la suivante: C6Cl5OH. G'est un produit solide à température ambiante, stable, inflammable, hautement soluble dans la plupart des solvants organiques, peu soluble dans l'eau et qui s'évapore difficilement. Par contre, lorsque chauffé, une odeur forte de phénol s'en dégage.

Le pentachlorophénol pur se présente sous forme de cristal blanc et est inodore. Le pentachlorophénol impur (gradé technique) est de couleur gris foncé ou brun. Ce type de pentachlorophénol contient quelques impuretés, tel que les polychlorodibenzo-paradioxines (PCDD), principalement les octa-, les hepta- et les hexachlorodibenzo-paradioxines, à des concentrations relativement faibles (1500 ppm, 50 ppm et 7 ppm respectivement) et les polychlorodibenzo-furannes (PCDF). À des températures supérieures à 350°C, le pentachlorophénol risque de former des sous-produits toxiques (PCDD et PCDF) en plus de ceux déjà présents. Compte tenu des températures de traitement utilisées (115°C), la formation secondaire de ces produits en quantité significative est improbable dans le cas présent.

Dans l'industrie de préservation du bois, le pentachlorophénol de grade technique est solubilisé dans de l'huile de pétrole lourde à une concentration d'environ 5%. Contrairement au pentachlorophénol solide, l'émulsion de pentachlorophénol est très volatile.

14.

CHAPITRE 4: Populations cibles et leur situation géographique

Le plan de l'usine (figure 2) montre que celle-ci est située à Delson et est bordée, à la limite OUEST de son terrain, par la ville de Saint-Constant. La municipalité de Sainte-Catherine se trouve à quelques kilomètres de l'usine, au NORD.

Du côté EST du terrain de l'usine, se trouve un quartier de la ville de Delson à vocation surtout résidentielle et commerciale. Du côté de Saint-Constaiit, il s'agit essentiellement d'un quartier résidentiel. Le quartier de Saint-Constant s'est développé récemment, alors que celui du côté de Delson remonte à quelques décennies, bien après l'implantation de l'usine cependant. Par.ailleurs, des promoteurs seraient sur le point de construire un nouveau développement domiciliaire à Delson, près de l'usine, du côté SUD-OUEST.

Sur le plan démographique, la population de ces deux quartiers est assez homogène et ne diffère pas sensiblement de celle de la sous-région. L'origine ethnique est majoritairement (près de 90%) canadienne-française.

Il est difficile d'estimer l'étendue de l'exposition aux émanations de l'usine. Les résidents de Delson et de Saint-Constant vivant à proximité de l'usine sont les plus exposés aux émanations dans l'air. Nous avons établi grossièrement leur nombre à 2000 personnes.

Nous n'avons pas jugé pertinent d'inclure la population de Sainte-Catherine pour l'analyse de risque, à cause de son éloignement. par rapport à l'usine, de la dilution importante des contaminants dans l'air ambiant et du sens des vents dominants.

15.

CHAPITRE 5: Programme d'échantillonnage de l'air

Le programme d'échantillonnage de l'air fut réalisé par la firme Monenco Agra Inc., pour le compte de la compagnie Domtar Inc. (Monenco Agra Inc., 1992). Ce programme devait tout d'abord répondre aux besoins d'information des diverses parties. D'une part, la connaissance de l'exposition des citoyens aux contaminants émis , par l'usine est essentielle pour l'analyse des risques à la santé. D'autre part, les données devaient fournir une indication de l'importance relative des diverses sources d'émission sur le site afin d'orienter la compagnie en matière de contrôle des contaminants. Deuxièmement, le programme d'échantillonnage devait permettre de corriger les lacunes identifiées dans la première campagne d'échantillonnage réalisée en 1991,notamment la nature des composés recherchés, la période et durée d'échantillonnage, le nombre d'échantillons, l'emplacement des stations, l'appareillage utilisé et d'autres aspects méthodologiques. Enfin, le programme d'échantillonnage a été établi en tenant compte de contraintes pratiques telles que l'emplacement possible des stations d'échantillonnage et le nombre d'appareils d'échantillonnage disponibles.

La sélection des contaminants à l'étude s'est faite sur la base de la connaissance des produits et des procédés utilisés par Domtar, des résultats du premier échantillonnage, des données issues de la littérature et des effets potentiels sur la santé identifiés. Cette analyse a conduit aux choix des trois familles de contaminants suivants:

1) les composés organiques volatils (cov), lesquels comportent une grande variété de composés

2) les chlorophénols et autres composés phénoliques 3) et les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), en particulier ceux qui ont un

potentiel cancérigène.

Les méthodes d'échantillonnage et d'analyse des divers composés ont fait l'objet d'un accord entre les diverses parties. La firme Monenco Agra Inc. s'est appuyée sur les méthodes et techniques établies à ce moment par les organismes compétents (US-EPA, Environnement Canada, Environnement Québec) et a dû adapter quelque peu les méthodes pour tenir compte de la disponibilité limitée du matériel nécessaire.

La période d'échantillonnage s'étala du 24 août au 2 septembre 1992, soit dix jours consécutifs, à raison de 24 heures par jour.

L'emplacement des stations d'échantillonnage est indiqué à la figure 3. On compte huit stations d'échantillonnage, dont deux sont situées à l'extérieur du site de l'usine (une à Saint-Constant (no 4) et une à Delson (no 2)), quatre sont situées à la périphérie et aux limites du terrain de l'usine (no 1, no 3, no 5 et no 7) et enfin deux sont situées au centre des opérations de l'usine (une à la sortie des autoclaves (no 6) et une au milieu de piles de bois (no 8)).

16.

Pour les fins de notre analyse, nous considérons que les mesures obtenues aux stations nos 1 ,2 et 7 sont les plus représentatives de l'exposition des citoyens de Delson. En effet, la station no 2 se trouve dans un quartier résidentiel de Dèlson (dans la cour arrière de la ferronnerie Trudeau, à l'angle de la rue Principale et de la 4e avenue) et les stations nos .1 et 7 sont situées à la limite du terrain de l'usine du côté de Delson (la station no 1 étant située près de la rue Georges Gagné, en bordure NORD du terrain et la station no 7 étant située près dé l'aréna, à la limite NORD-EST du , terrain). Les stations nos 3 et 4 ont été positionnées du côté de Saint-Constant. La station no 3 est située à la limite O U E S T du terrain de l'usine, près de la voie ferrée et près de la zone de stockage des piles de bç>is fraîchement traitées. La station no 4 est située dans la cour arrière d'une résidence de Saint-Constant à l'angle des rues Berger et Beaumont. Compte tenu de leur distance par rapport à l'usine, les mesures observées à la station no 3 sont considérées comme représentatives de l'exposition des résidents demeurant dans les premières rues de Saint-Constant longeant le terrain de l'usine, alors que les mesures observées à la station no 4 sont considérées comme représentant le «bruit de fond» retrouvé dans les villes avoisinantes. Les mesures observées à la station no 5 pourraient être utilisées pour estimer l'exposition des citoyens qui habitent un quartier au SUD de Delson. Enfin, les stations nos 6 et 8 peuvent être utilisées pour estimer, en partie, l'exposition des travailleurs sur le site en ces endroits.

Étant donné notre mandat, lès analyses qui suivent ne tiennent pas compte des résultats des stations nos 6 et 8.

Notons que les échantillons prélevés n'ont pas tous été analysés. Le choix des échantillons à être analysés s'est effectué comme suit: sauf pour le dernier jour (02-09-92) où les échantillons prévenant des 8 stations ont tous été analysés, seuls les échantillons provenant de cinq stations sur huit furent retenus pour analyse, et ce, en tenant compte de la direction des vents. Ainsi, les échantillons provenant de deux stations en amont du vent (donc moins influencés par les sources d'émissions de contaminants) et ceux dé trois stations en aval (donc celles dans le sens des vents et représentant l'exposition issue de l'usine) furent retenus pour les 9 premiers jours.

17.

CHAPITRE 6: Analyse des risques à la santé associés aux composés organiques volatils (cov)

6.1 Le naphtalène

Le naphtalène a fait l'objet d'une attention particulière pour plusieurs raisons. Tout d'abord, il s'agit du principal constituant de la créosote (voir chapitre 3.5). Deuxièmement, il s'agit d'un composé très volatil qui est reconnu comme un des principaux COV émis dans l'air ambiant.par les procédés de préservation du bois utilisant la créosote (Heikkilà, 1987). D est aussi en partie responsable de l'odeur caractéristique de ce produit. Troisièmement, parmi l'ensemble des cov ici analysés, il s'agit du composé qui comporte les concentrations les plus élevées.

Sur le plan chimique, le naphtalène est un hydrocarbure aromatique composé de deux noyaux de benzène. Sa formule est C10H8 et sa structure est la suivante:

Compte ténu de son faible poids moléculaire, il se volatilise facilement dans l'air ambiant. Le seuil de détection de l'odeur de naphtalène dans l'air serait de 440 pg/m3 (ou 0,084 ppm) (US-EPA, 1986), ce qui est largement inférieur au seuil d'irritation.

L'absorption dans l'organisme est rapide suite à Tinhalation de vapeurs. Cette voie d'absorption est la plus importante chez l'humain et la seule qui sera considérée dans ce cas-ci.

6.1.1 Toxicité du naphtalène

A) Toxicité chez l'humain

Les informations sur la toxicité du naphtalène chez l'humain proviennent surtout d'études effectuées chez des travailleurs exposés à de fortes concentrations de vapeurs, ainsi que de quelques cas d'intoxication aiguë rapportés chez des enfants et des adultes, suite à l'ingestion de boules à mites (autrefois, les boules à mites étaient constituées de naphtalène), ou suite à l'èxposition à des vêtements et aires d'entreposage contenant des boules à mites.

18.

Les principaux effets du naphtalène sont les suivants:

• irritation des yeux, des voies respiratoires supérieures et de la peau • formation de cataractes et autres lésions oculaires • hémolyse (destruction des globules rouges) et ses conséquences sur

l'organisme.

Irritation des yeux et lésions oculaires

Le naphtalène est un irritant des yeux. D peut entraîner de simples sensations de brûlures jusqu'à des ulcérations cornéennes et autres lésions oculaires (Sandmeyer, 1981; Gosselin, 1984). Les symptômes d'irritation aiguë surviendraient lorsque la concentration de naphtalène dans l'air atteindrait 15 ppm (ou 75000 pg/m3) (Proctor, 1978). En ce qui concerne la toxicité chronique, une étude rapporte que des travailleurs exposés à de fortes concentrations de naphtalène pendant quelques années ont développé des cataractes (Proctor, 1978; US-EPA, 1986). La TLV (norme en milieu de travail) a été fixée à 10 ppm (50000 pg/m3) pour 8 heures d'exposition, afin de prévenir les

. effets oculaires, mais possiblement pas les effets sanguins chez les hypersensibles (ACGIH,;i980).

Hémolyse

L'effet toxique le plus sérieux engendré par le naphtalène est l'hémolyse iritravasculaire (destruction des globules rouges circulant). Ce sont lés métabolites (un produit issu de la transformation d'un composé par l'organisme) du naphtalène qui en sont responsables. Des enfants ainsi que des adultes sont décédés des conséquences de l'hémolyse (kernictère, hémoglobinurie, insuffisance rénale, ...) (Gosselin, 1984; Sandmeyer, 1981).

L'hémolyse surviendrait à de plus faibles doses chez les personnes présentant une déficience enzymatique en glucose-6-phosphate déshydrogénase (G6PD) érythrocytaire. Ce défaut génétique est lié au sexe et se manifeste surtout chez l'homme (Gosselin, 1984). On estime que lpers./1000 de race blanche, que lpers./5 de race noire et que plus de lpers./2 dans certaines communautés juives sont affectées par cette déficience (Sittig, 1985). Les nouveau-nés, même normaux, présentent une sensibilité au naphtalène comparable aux personnes avec une déficience en G6PD, en raison de l'immaturité de leur mécanisme de détoxification (Gosselin, 1984; Sittig, 1985).

19.

La plus petite dose orale.ayant entraîné le décès chez un enfant serait de 50 à 100 mg/kg (Sollmann, 195.7 cité dans Gosselin, 1984; Sandmeyer, 1981). Chez l'adulte, la dose létale n'est pas connue précisément; elle varierait entre 5 et 15 g de naphtalène (70-215 mg/kg pour un homme de 70 kg) (Gosselin, 1984).

Par ailleurs, la plus.petite dose orale ayant entraîné des manifestations cliniques (symptômes et anomalies sanguines) sans décès, chez un enfant présentant une déficience en G6PD, serait de 250 mg à 500 mg (Gross, 1958; Haggerty, 1956).

Des auteurs ont rapporté que des nouveau-nés ont développé une hémolyse, chez certains fatale, après avoir été en contact avec des vêtements ou des couvertures remisés dans des boules à mites, ou après être demeurés dans une pièce contenant des boules à mites (Gosselin, 1984; Sandmeyer, 1981; Valaes, 1963). Les concentrations de naphtalène n'ont cependant pas été documentées.

Aussi, des cas d'anémie hémolytique ont été documentés chez dés nouveau-nés de mères exposées au naphtalène pendant leur grossesse (US-EPA, 1986). À nouveau, leur dose d'exposition n'a pas été documentée.

Autres effets

Par ailleurs, mentionnons que le naphtalène n'est pas mutagène (c'est-à-dire que ce composé rie peut, à lui seul, entraîner des modifications du matériel génétique des cellules) (US-EPA, 1986). En. ce qui concerne l'effet cancérigène, les données actuelles sont insuffisantes pour permettre de l'évaluer (US-EPA, 1986). Le naphtalène est donc classé dans le groupe D (non classifiable) parla US-EPA et dans le groupe 3 (données insuffisantes pour établir la cancérogénicité) par le Centre international de recherché sur le cancer (CIRC).

Toxicité chez l'animal

Tout comme chez l'humain, la cataracte et l'anémie hémolytique ont été documentées chez l'animal (US-EPA, 1986). De plus, des lésions rénales et cérébrales, des nécroses pulmonaires et des anomalies biochiihiques ont été observées chez l'animal (US-EPA, 1986). Plusieurs effets tératogènes ont été observés chez le rat, tels que la mortalité embryonnaire, des hématomes sous-cutanés, le retard dans l'ossification crânienne, mais à des doses variables et de façon inconstante (US-EPA, 1986).

20.

Le tableau 2 présente quelques données sur la dose léthale à 50% (DL5(j) obtenues à la suite d'expérimentation animale (US-DHHS, 1992; Sax, 1989). Chez la souris, on observe que la toxicité du naphtalène par inhalation et par voie intraveineuse est environ 5 fois plus grande que par voie orale.

Selon la US-EPA, les études de toxicité chronique chez le rat permettent d'établir uii niveau d'effet zéro («No-Observed-Effet Level» ou NOEL) de 40,1 mg/kg poids corporel/jr pour une exposition par voie orale à long terme au naphtalène. Cette dose d'exposition n'a eu aucun effet sur la longévité, n'a causé aucun signe de toxicité et aucune lésion structurelle ou histopathologique n'a été observée. Pour la US-EPA, cette donnée sert de point de départ à l'établissement d'une norme d'exposition chronique chez l'humain.

6.1.2 Exposition au naphtalène

A) Concentrations observées sur et au pourtour du site de la compagnie Domtar

Les concentrations de naphtalène mesurées sur 24 heures, pour chaque jour et chaque station d'échantillonnage, sont inscrites au tableau 3. (Monenco Agra Ihc, 1992). Celles-ci varient considérablement d'un jour à l'autre et d'une station à l'autre, soit de non détectées (ND) à 384 pg/m3.

Notons qu'il n'existe pas de norme environnementale au Québec pour le naphtalène. Cependant, l'Ontario et divers états américains ont établi une norme (OME, 1992, Environnement Canada, communication personnelle). Elles varient considérablement, soit de 1,8 pg/m3 (Californie) à 800 pg/m3

(Virginie) sur 24 heures. Le Nevada a fixé sa norme à 1190 pg/m3 comme concentration moyenne établie sur 8 heures. Les concentrations ici mesurées se situent à l'intérieur de cette plage.

La moyenne des valeurs des concentrations obtenues à chaque station ou groupe de stations est indiquée aux figures 7 et 8. Le tableau 4 présente les moyennes arithmétiques et leur écart-type alors que le tableau 5 présente les moyennes géométriques et leur écart-type. Pour les valeurs ND, nous avons utilisé la moitié de la limité de détection (Hornung, 1990).

21.

Pour l'analyse de risque, nous avons utilisé essentiellement les moyennes arithmétiques, et ceci, pour diverses raisons. Tout d'abord, les échantillons portent sur des périodes de 24 heures, et ce, plusieurs jours consécutifs. Deuxièmement, il est plus logique de considérer que la dose moyenne absorbée par les personnes est une moyenne arithmétique des concentrations observées et non géométrique. Troisièmement, nous voulions éviter de sous-estimer la dose moyenne réelle d'exposition. Par contre, pour la comparaison avec d'autres régions, nous avons utilisé les moyennes géométriques, lorsque les données sont publiées sous cette forme.

L'analyse des données des tableaux 4 et 5 révèle qué la concentration moyenne (arithmétique ou géométrique) de naphtalène à Delson (stations nos 1, 2 et 7) et à Saint-Constant (stations no 3) ne diffère pas de façon statistiquement significative. De même, la concentration moyenne à la station no 4 n'est pas significativement différente de celle des autres stations. Le nombre de valeurs à la station no 5 est trop petit pour en dégager la tendance.

En fait, les concentrations mesurées à la station no 4 sont probablement supérieures à celles qui prévaudraient sans la présence de cette usine (bruit de fond) puisque les concentrations y sont relativement élevées à au moins 2 reprises (17,5 |ig/m3 le 9e jour et 23,5 |ig/m3 le 10e jour).

Rappelons que les stations d'échantillonnage nos 1, 3, 5 et 7 étaient situées sur le site de l'usine, près de la limite des terrains avoisinants. Par conséquent, les concentrations observées à ces stations représentent probablement l'exposition maximale pouvant être reçue par des citoyens, si on admet qu'en général la concentration ambiante diminue en fonction de la distance par rapport à la source d'émission, dû à la dispersion par le vent.

Concentrations usuelles de naphtalène en milieu urbain et semi-urbain

Le tableau 6 synthétise les quelques données disponibles concernant les concentrations de naphtalène observées dans diverses régions. Les concentrations moyennes de naphtalène en milieu urbain sont généralement plus élevées qu'en milieu semi-urbain ou rural.

Aux États-Unis, on estime que la médiane des concentrations urbaines et semi-urbaines de plusieurs régions est de 0,94 |ig/m3, mais elle est de 2,1 jig/m3 en présence de sources dominantes (Brodzinsky, 1982, cité dans US-EPA, 1986). Sur la base de ces données, l'US-EPA estime que l'absorption quotidienne de naphtalène d'un adulte, par voie respiratoire, varie de 18,8 à 42 |ig (en assumant qu'un adulte respire en moyenne 20 m3

d'air par jour). On doit toutefois considérer que cette estimation n'est valable que pour ces régions et cette période (antérieure à 1982).

22.

En comparaison, la moyenne géométrique des concentrations -à Delson (voir tableau 5) est de 2,1 pg/m3, ce qui correspond exactement à la valeur typique d'une région où il y a présence d'une source dominante. La concentration moyenne géométrique de Saint-Constant (0,87 pg/m3 à la station no 3 et 0,37 pg/m3 à la station no 4) correspond à la moyenne estimée par la US-EPA pour les régions urbaines et semi-urbaines. Ces valeurs sont toutefois nettement plus élevées qu'en région rurale.

Enfin, en Norvège, on a observé des concentrations moyennes de naphtalène aussi élevées que 311 pg/m3, près d'une aluminerie (procédé Soderberg). On ne sait cependant pas de quelles moyennes il s'agissait précisément. À Delson, la concentration moyenne de 24 heures la plus élevée est de 384 pg/m3, à la station no 1, le 6e jour.

6.1.3 Analyse des risques à la santé associés au naphtalène

A) Risque d*irritation oculaire

Le seuil d'irritation oculaire rapporté chez l'humain, chez des travailleurs, serait de 15ppm (75000 pg/m3) (Proctor, 1978). On ne sait quel est le seuil dans la population générale, ni quelle interaction peut engendrer la présence simultanée d'autres cov. Rappelons que la TLV de 50000 pg/m3

pour 8 heures a été établie pour prévenir surtout les effets d'irritation oculaire.

La concentration maximale observée à Delson est de 384 pg/m3 (station no 1, 6e jour), pour une période de 24 heures. Bien que l'on ne connaisse pas la concentration sur de brèves périodes (par exemple 15 minutes), il est certain qu'elle dépasserait de quelques fois la valeur mesurée sur 24 heures. Toutefois, même en considérant ce fait et en considérant les éléments ci-haut indiqués, il est peu probable que les concentrations de naphtalène observées, à Delson ou à Saint-Constant puissent engendrer l'irritation des yeux ou d'autres effets oculaires, tels que documentés dans les études portant sur des travailleurs de certaines industries.

B) Risque d'intoxication aiguë

En se basant sur les données toxicologiques publiées chez l'humain, il appert que la plus petite dose ayant engendré des manifestations cliniques («LOAEL» pour «Lowest Observed Adverse Effect Level») chez un enfant susceptible (porteur de la déficience en G6PD) serait de 250 mg en une seule dose orale. Puisqu'il s'agit d'une dose orale et que l'absorption par cette voie est moins importante que par voie d'inhalation, la seule qui nous préoccupe réellement dans ce cas-ci, nous avons divisé cette dose par un facteur de '5, sur la base des données toxicologiques chez l'animal (voir tableau 2). On peut donc estimer que la plus petite dose, par inhalation,

23.

pouvant entraîner une intoxication aiguë chez un enfant susceptible est de 50 mg.

En considérant un enfant qui serait exposé à la concentration maximale observée à Saint-Constant (384 pg/m3 sur 24 heures), en assumant que cet enfant respirerait en moyenne 10 m3 d'air par jour et en supposant une absorption de 100% par inhalation (ce facteur de 100% est proposé par défaut puisque la fraction d'absorption du naphtalène par voie respiratoire n'est pas connue chez l'humain; on peut penser que 100% constitue une surestimation), on obtient une dose par inhalation maximale de 3,84 mg. Or, cette dose est 13 fois inférieure à la dose minimale de 50 mg estimée comme pouvant produire des effets cliniques chez un enfant susceptible.

D apparaît donc peu probable qu'un enfant vivant à proximité de l'usine reçoive une dose de naphtalène pouvant entraîner une intoxication aiguë.

Risque d'effets chroniques et subchroniques

Il n'existe pas de données chez l'humain nous permettant d'établir le seuil d'apparition des effets subchroniques et chroniques, suite à une exposition chronique au naphtalène. Nous devons donc nous baser sur les données toxicologiques chez l'animal pour établir ce seuil.

Deux seuils ou doses de référence ont été proposés, l'un par la US-EPA et l'autre par des auteurs américains.

La US-EPA donne pour le naphtalène une «dose de référence» définie comme la dose d'exposition quotidienne chez une population humaine, incluant les sous-groupes à risque, pour laquelle il est plausible de croire qu'il n'existe pas de risque appréciable d'effets nocifs à long terme (pour la durée de la vie).

Cette dose de référence est calculée à partir d'un niveau d'effet zéro (NOEL) de 40,1 mg/kg par jour, obtenu lors d'expérimentation à long terme chez le rat (voir chapitre 6.1.1 B). Ce NOEL est divisé par un facteur de sécurité de 100, soit 10 pour l'extrapolation de l'animal à l'humain,multiplié par 10 pour protéger les personnes plus susceptibles. La dose de référence obtenue est de 0,40 mg/kg par jour, i.e. 28 mg/jr pour un individu de 70 kg. D est à noter que cette dose s'applique à l'exposition par voie orale à long terme.

24.

Puisque, dans ce cas-ci, seule la voie d'absorption par inhalation importe, il est nécessaire de convertir la dose obtenue par voie orale. En prenant le même critère de conversion discuté précédemment, basé sur les études animales, cette dose de 28 mg/jr est donc divisée par 5, ce qui donne 5,6 mg/jr. Pour un adulte respirant 20 m3 d'air par jour et une absorption de 100%, cela signifie une concentration moyenne sur 24 heures de 280 [ig/m3. Cette valeur correspondrait donc à la concentration moyenne de référence.

Des auteurs américains (Calabrese et al., 199 i) ont proposé un «AALG» (Ambient Air Level Goal), basé sur le TLV-TWA. Le TLV-TWA est considéré ici comme un «LOAEL» (Lowest-Observed-Àdverse-Effect-Level) et est divisé par un facteur de sécurité de 210, soit: 5 pour un LOAEL, multiplié par 10 pour les variations interindividus, multiplié par 4,2 pour l'ajustement à une exposition continue. L'AALG obtenu est de 120 pg/m3 pour 24h. Ce seuil ou cette dose de référence vise à prévenir la toxicité systémique du naphtalène et tient compte des individus ayant une déficience en G6PD.

La différence entre ces deux valeurs de référence (280 pg/m3 et 120 pg/m3) peut apparaître grande, mais on doit considérer que Calabrese et al ont divisé par 2 la valeur initiale (240 pg/m3) pour tenir compte du fait qu'on ne dispose pas d'information sur la dose de naphtalène provenant d'autres sources (alimentaires ou autres).

En comparaison, la valeur moyenne (arithmétique) des concentrations observées à Saint-Constant est de 37,4 pg/m3, ce qui est environ 3 fois inférieur à la plus basse dose de référence proposée, soit 120 pg/m3. En considérant de plus qu'un individu ne demeure pas de façon continue, 24 heures par jour, 7 jours par semaine, au même endroit à l'extérieur, la dose réelle absorbée est probablement encore inférieure à cette estimation. En conséquence, il est peu probable que les concentrations de naphtalène ici observées puissent entraîner, à long terme, des effets chroniques sur la santé.

Autres types de risques ou d'effets

Dans la littérature, on mentionne le fait que l'inhalation répétée de naphtalène aurait été associée à des symptômes tels que malaises, céphalées et vomissements (Sandmeyer, 1981). Aucune autre information n'est disponible à ce sujet. On ne sait si ces observations ont été faites chez des travailleurs, à quel niveau d'exposition ces symptômes sont survenus et aucune preuve de ces effets n'a été apportée. D est donc difficile de se prononcer siîr la cause des plaintes des citoyens, lesquelles ressemblent aux symptômes ci-haut rapportés, en relation avec le naphtalène spécifiquement.

25.

Mentionnons qu'une foule d'autres substances sont émises dans l'air par le procédé de préservation du bois. Divers symptômes et problèmes de santé, dont le MCS («Multiple Chemical Sensitivity Syndrome»), ont été associés à un mélange de composés organiques volatils chez des personnes exposées à des.concentrations bien inférieures aux normes actuelles (Ziem, 1992). Cette entité est cependant controversée.

D est aussi possible que ces symptômes résultent d'un mécanisme physiologique, réflexe ou d'autre nature et non d'un effet toxique comme tel (Shusterman, 1992). Selon cette hypothèse, les symptômes seraient déclenchés par la simple perception de l'odeur. Si ce mécanisme s'avérait plausible, cela pourrait expliquer les plaintes de citoyens, puisqu'il est probable que le seuil d'odorat soit atteint à certaines périodes. En effet, le seuil d'odorat pour le naphtalène serait de 440 pg/m3. Puisque les concentrations moyennes sur 24 heures atteignent 384 pg/m3, il est certain que la concentration de 440 pg/m3 soit dépassée sur de courtes périodes de temps, au cours de la journée. De plus, le seuil d'odorat varie d'une personne à l'autre et, tel que déjà indiqué, on ne peut prédire l'effet sur l'odorat engendré par la présence d'autres cov.

Une autre hypothèse veut que les symptômes déjà présents chez certaines personnes, en raison de maladie préexistante, seraient perçus de façon plus évidente en présence de ces odeurs.

D est en fait probable que plus d'un mécanisme intervienne dans la genèse de ces symptômes. En somme, compte tenu de l'état actuel des connaissances, on ne peut exclure la possibilité que les symptômes rapportés soient attribùables au naphtalène ou à un mélange de COV. H n'est cependant pas possible, compte tenu de cet état actuel des connaissances, d'effectuer une étude qui permettrait de répondre définitivement à ces questions.

Le benzène

6.2.1 Effets sur la santé

Sur la base des connaissances scientifiques actuelles, il est possible de conclure que le benzène est cancérigène chez l'humain. En effet, plusieurs études épidémiologiques réalisées auprès de populations de travailleurs exposés à cette substance ont démontré un accroissement de l'incidence de leucémie chez ces travailleurs par rapport à la population générale. Certaines études ont démontré une relation entre la dose d'exposition et le risque de cancer (US-DHHS, 1989).

26.

Cependant, aux concentrations retrouvées dans l'air intérieur et dans l'air ambiant dans nos villes et campagnes, niveaux beaucoup plus faibles (200 à > 1000 fois plus faibles) que ceux auxquels ces travailleurs étaient exposés, il est impossible de prouver la présence ou l'absence d'un risque de cancer.

Le benzène a aussi un effet dépresseur sur le système nerveux central et il peut causer l'anémie aplastique. Ces effets surviennent cependant à des doses considérablement plus élevées que celles observées dans l'air ambiant.

6.2.2 Sources et données d'exposition

Le benzène est un produit chimique largement utilisé dans l'industrie. Chaque année, aux États-Unis, l'industrie produit plus de 1,5 milliard de gallons de benzène. D sert comme solvant, comme additif dans l'essence automobile et comme composé de synthèse dans plusieurs composés chimiques, tels l'éthylbenzène, le cumène, le cyclohexane, l'analiné et diverses autres substances.

En 1976, on estimait à plus de 0,5 milliard de kilogrammes la quantité de benzène relâchée dans l'atmosphère en Amérique du Nord. Même si son-utilisation comme additif à l'essence a diminué, la quantité relâchée annuellement dans l'environnement est encore importante. À cause de cette situation, il existe une contamination de l'air ambiant par le benzène, et ce, quel que soit l'endroit où on demeure. L'air des villes est toutefois plus contaminé que celui des régions rurales.

En 1988, dans les villes de Montréal, Toronto, Vancouver et Windsor, la concentration moyenne de benzène était de l'ordre de 2,7 à 18 |ig/m3 d'air (Dann 1987). La concentration moyenne dans les villes canadiennes, basée sur 1370 échantillons prélevés en 1989 et 1990, était de 4,09 ng/m3. La moyenne américaine, basée sur 397 échantillons prélevés en 1989, était de 6,26 ng/m3

(Dann, 1992).

Le benzène contamine l'eau, les fruits et légumes, le poisson et les oeufs. Le National Cancer Institute aux États-Unis estime qu'un individu peut ingérer jusqu'à 250 |ig de benzène par jour. Une autre source importante d'exposition au benzène est la fumée de cigarette: la fumée de chaque cigarette émet entre 50 à 150 |ig de benzène dans l'air. La dose moyenne reçue par un fumeur est de 2 mg par jour.

Les concentrations mesurées sur et au pourtour du site de Domtar sont indiquées au tableau 7. Les concentrations à Delson et à Saint-Constant (toutes les stations sauf la 6 et la 8) varient de ND (non détecté) à 9,59 |ig/m3 d'air. La moyenne arithmétique des concentrations observées est de 0,93 (ig/m3 et la moyenne géométrique est de 0,16 |ig/m3.

27.

6.2.3 Analyse des risques à la santé

La concentration moyenne de benzène dans l'air de Delson et Saint-Constant est inférieure à celle retrouvée dans les grands centres urbains et inférieure à la moyenne canadienne précédemment citée.

Les concentrations de benzène ici obtenues résultent du bruit de fond observé dans toutes les villes, ainsi que des émanations de Domtar. On ne peut préciser la contribution relative de chacune de ces sources.

Dans la pire condition, soit celle observée le 2e jour à Saint-Constant (concentration de 9,59 |ig/m3), un individu inhalant 20 m3 d'air par jour recevrait une dose quotidienne d'environ 200 pg de benzène (9,59 |ig/m3 x 20 m3 = 191,8 pg). En moyenne cependant, un individu recevrait une dose quotidienne de l'ordre de 20 pg de benzène (0,93 pg/m3 x 20 m3 = 18,6 pg). Considérant qu'une partie de cette dose est attribuable au bruit de fond et considérant la dose totale de benzène absorbée et provenant de toutes sources, on peut affirmer que l'apport en benzène provenant de Domtar est faible comparativement à l'ensemble des sources.

Calabrese et al ont proposé line concentration de référence sécuritaire pour le benzène, désignée AALG («Ambient Air Level Goal»), basée sur les études chez l'humain. Les études épidémiologiques réalisées chez des travailleurs exposés à des doses élevées de benzène ont été utilisées pour extrapoler le risque dë cancer (leucémie) à de faibles doses, selon un modèle linéaire (Calabrese, 1992). L'AALG proposé est de 0,096 à 0,96 pg/m3 de benzène (moyenne annuelle) dans l'air ambiant. Ces concentrations dites sécuritaires correspondent à un risque additionnel de cancer à vie de 1 x 10"6 à 1 x 10"5, en supposant que ce niveau d'exposition se prolonge toute la vie durant. Or, on constate que la concentration moyenne de benzène à Delson et à Saint-Constant se situe à l'intérieur de cette plage.

Toluène, N/P-xylène, O-xylène et éthylbenzène

Il est démontré qu'à des concentrations élevées, ces substances présentent un risque d'effets toxiques aigus chez l'humain, parfois plus élevé que celui du benzène. Par contre, ces composés ne sont pas considérés comme cancérogènes chez l'humain.

Ces quatre substances sont également des contaminants de l'essence automobile. Dans nos villes, elles se retrouvent généralement dans l'air ambiant à des concentrations égales ou légèrement supérieures à celles du benzène (dans un rapport de 1 à 5 fois).

Dans les données d'échantillonnage réalisé pour la présente étude, ces rapports ont été dépassés à plusieurs reprises par un ordre plus élevé que 2 à 3, ce qui suggère une contamination en provenance du site de Domtar.

28.

Considérant les concentrations mesurées dans l'air ambiant durant la période d'échantillonnage, on peut établir que le risque d'effets toxiques aigus est, à toutes fins pratiques, nul.

Malheureusement, les connaissances actuelles en toxicologie ne nous permettent pas d'estimer l'effet combiné de ce mélange aux concentrations mesurées. Compte tenu de leur omniprésence et des concentrations ici mesurées, il serait pratiquement impossible de démontrer leur relation avec un type de problème de santé au sein de la population.

6.4 Le dichlorobenzène

Le dichlorobenzène peut produire des cancers chez l'animal exposé à hautes doses (US-DHHS, 1989). Chez l'humain, une étude rapporte la présence de leucémie chez 5 travailleurs qui furent exposés à cette substance dans leur milieu de travail. Cette étude suggère qu'il y ait une association possible entre cette exposition et leur leucémie (Girard et al, 1969). Un groupe de travail du Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), appartenant à l'Organisation mondiale de la santé (OMS), conclut que les données épidémiologiques actuelles ainsi que les données de cette étude sont inadéquates pour évaluer le potentiel cancérigène de cette substance chez l'humain.

Cette substance est largement utilisée en milieu industriel. En 1986, les États-Unis produisaient environ 81,6. millions de livres de 1,4 dichlorobenzène. Dans une étude réalisée par l'agence américaine de protection environnementale (US-EPA), les auteurs estiment que 92% de chlorobenzène consommé aux États-Unis est relâché dans l'atmosphère.

Les concentrations observées dans l'air ambiant de nos villes varient généralement de 0,3 à 2,2 ng/m3. Les données obtenues à Delson et à Saint-Constant montrent que, lorsque les concentrations mesurées étaient détectables, leurs niveaux se situaient dans cette étendue.

6.5 Le tétrachloroéthylènè (TCE)

Dans la classification des cancérigènes du CIRC, cette substance appartient au groupe 2B. Elle est donc considérée possiblement cancérigène chez l'humain.

D'une part, la preuve de son effet cancérigène a été établie chez l'animal. D'autre part, des études épidémiologiques suggèrent une possibilité d'association entre l'exposition à cette substance et le cancer. Cependant, à cause de la présence d'autres substances potentiellement cancérigènes dans les milieux où ces études furent réalisées, on ne peut conclure avec certitude en un effet cancérigène chez l'humain (US-DHHS, 1989).

Au-delà de 200 millions de kilogrammes de tétrachloroéthylènè sont produits chaque année en Amérique du Nord, n est principalement utilisé comme solvant dans le nettoyage à sec, dans l'industrie du textile et comme dégraissant dans l'industrie métallurgique. Environ 85% de la quantité utilisée annuellement en Amérique du Nord est perdue dans l'atmosphère.

29.

Aux États-Unis, les concentrations mesurées dans l'air ambiant varient de 0,2 pg/m3 dans les zones rurales à 30,5 pg/m3 dans les zones urbaines. Au Canada, la moyenne des concentrations observées dans les villes est de 1,24 pg/m3 (Dann, 1992).

À Delson et Saint-Constant, des concentrations de TCE ont été mesurées seulement à 10 reprises (10 échantillons sur 53) et elles variaient de non détectées à 3,1 pg/m3. La concentration moyenne est de 0,19 pg/m3. Ces valeurs se situent dans l'étendue observée en milieu rural aux États-Unis.

On note, que les points d'échantillonnage où lè TCE fut mesuré, étaient situés aux, limites dés municipalités de Saint-Constant et Delson ou à l'intérieur de celles-ci. Sur le site d'opération, les concentrations étaient sous le seuil de détection de la technique de mesure à l'exception d'un point (no 3) le 3e jour. Ceci suggère une contamination d'autre origine que Domtàr, probablement attribuable en partie à la contamination de l'air ambiant (bruit de fond).

Aux concentrations mesurées, même en émettant l'hypothèse d'un effet cancérigène chez l'humain, le risque pour la population est négligeable. Quant aux effets toxiques aigus attribuables à cette substance, le risque est nul à ces concentrations.

Trichlôroéthane (TCA)

Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) et le National Toxicology Program (NTP) aux États-Unis considèrent que cette substance ne peut être classifiée parmi les cancérigènes potentiels chez l'humain.

Ce composé est probablement le plus utilisé parmi l'industrie dans le monde, comme solvant et comme dégraissant. Comme pour la plupart des composés organiques volatils (cov), cette substance s'évapore dans l'air au moment, de son utilisation et contamine l'atmosphère.

Les concentrations mesurées à Delson et Saint-Constant sont inférieures à celles pouvant causer des effets toxiques mesurables chéz l'humain avec les méthodes connues actuellement dans le monde médical.

30.

CHAPITRE 7: Risques à la santé associés aux chlorophénols et autres composés phénoliques

Les composés phénoliques et les chlorophénols sont issus du pentachlorophénol et de la créosote. Ces composés exercent tous un effet irritant sur les muqueuses et la peau. Le phénol et le crésol sont considérés comme ides corrosifs. Ces composés peuvent aussi exercer des effets toxiques sur divers systèmes de l'organisme, tels que le système nerveux central, le foie et les reins.

Parmi l'ensemble des composés analysés, un seul est suspecté cancérigène chez l'humain, le ?-4-6 trichlorophénol. Toutefois, il est possible que cet effet résulte d'une contamination par les dioxines et fiirannes plutôt que du.composé lui-même.

La liste des composés phénoliques mesurés dans le programme d'échantillonnage est la suivante: phénol, p-, m- et o-crésol, 2-chlorophénol, 4-chloro-3-méthyl phénol, 2,4-dichlorophénol, 4-nitrophénol; 2,4,6-trichlorophénol, 2,3,'5-trichlorophénoi, 2,3,4,6-tétrachlorophénol et le pentachlorophénol.

Dans la très grande majorité des échantillons prélevés à Saint-Constant et Delson, ces composés n'ont pas été détectés. Lorsque ces composés étaient détectables, leur concentration se trouvait considérablement et systématiquement inférieure aux normes environnementales et sanitaires les plus sévères.

Pour cette raison, nous considérons qu'il n'y a pas lieu de poursuivre plus loin l'analyse et rejetons la possibilité d'un risque d'atteinte à la santé associé à ces composés.

31.

CHAPITRE 8: Analyse des risques à la santé associés à l'exposition aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP)

8.1 Généralités sur les HAP

Les composants chimiques contenus dans la créosote qui font l'objet de cette partie pour l'analyse de risque sont les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Certains de ces composés sont possiblement cancérigènes pour l'humain. La liste des HAP qui ont fait l'objet d'un échantillonnage environnemental et qui ont été retenus à cause de leur potentiel cancérigène tel qu'établi par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) apparaît au tableau 8 (LARC, 1987).

Parmi ces composés, le benzo(a) pyrène (BaP) est le mieux documenté dans la littérature scientifique. En milieu'de travail, il a été démontré que le benzo(a) pyrène peut induire le cancer du poumon chez l'homme à la suite d'une exposition prolongée (Armstrong et al., 1994). En moyenne, ces travailleurs étaient exposés à des concentrations de l'ordre de 1000 à 30000 fois plus élevées que celles mesurées dans l'air ambiant des grandes villes. Chez l'animal, on a pu démontrer que le BaP, en plus d'induire des cancers du poumon, induit des cancers à d'autres organes : peau, foie; intestin, sein (IARC, 1987).

Dans l'environnement général des villes, on observe des concentrations de BaP qui sont habituellement inférieures à 1 ng/m3 d'air (0,001 pg/m3). Le BaP sert en quelque sorte d'indicateur de pollution puisqu'il est produit suite à la combustion de matières organiques (huiles, essence,...). Au Québec, il n'y a pas de norme environnementale pour le BaP. Du côté de TEnvironmental Protection Agency aux États-Unis (US-EPA), on considère qu'une concentration moyenne inférieure à 1 ng/m3 d'air situe le niveau de risque de développer le cancer à une probabilité inférieure à 1/100000 pour un individu exposé en moyenne pendant toute sa vie (70 ans) à cette concentration (US-EPA, 1984).

8.2 Concentrations en HAP mesurées à Delson, Saint-Constant et dans la zone de référence

L'échantillonnage des HAP s'est fait pendant une période de 10 jours. La station no 4 a été placée afin de donner le niveau d'exposition minimal (bruit de fond environnemental) pour une zone non exposée. La station no 3 a été utilisée pour estimer l'exposition de la population de Saint-Constant, alors que les stations nos 1, 2 et 7 ont été utilisées pour la population de Delson.

Les résultats des concentrations mesurées à chaque site d'échantillonnage pour les 12 HAP ciblés sont présentés aux figures 12 à 16. Le seuil pour la limite de détection (S.L.) avait été fixé à 0,0002 pg/m3 pour le dibenzo(ah) anthracène et l'indéno( 1-2-3) pyrène. Pour les autres composés, le seuil avait été fixé à 0,0001 pg/m3*

32.

Au tableau 9 (station no 4), on retrouve les niveaux observés au cours de la période pour le site utilisé afin d'établir le niveau de base de l'exposition environnementale à ces composés chimiques. De façon générale, on détécte la présence de trois contaminants : le naphtalène, le fluorenthène et le pyrène. Au tableau 10, on retrouve les concentrations moyennes observées à Saint-Constant (station no 3). On remarque la présence des mêmes contaminants que dans la zone de référence, dans des concentrations supérieures. Pendant quelques jours, on détecte également la présence de chrysène et de benzo(a) anthracène. A la 7e journée, on retrouve le plus grand nombre d'hydrocarbures aromatiques alors que 9 HAP ont été détectés. Aux tableaux 11,12 et 13, on présente les résultats obtenus pour les stations nos 1, 2 et 7, celles placées pour l'évaluation de la population de Delson. Globalement, on retrouve les mêmes contaminants que ceux identifiés dans le site de référence, à des concentrations supérieures.

Afin d'éclairer le lecteur, nous proposons un tableau synthèse (tableau 14) pour les trois contaminants dont les concentrations sont les plus couramment retrouvées dans l'environnement étudié. Pour calculer les moyennes arithmétiques des concentrations, lorsque les concentrations étaient inférieures à la limite de détection (S.L.), une valeur équivalente à S.L./2 et S.L./V2 a été utilisée. Cette stratégie est couramment utilisée dans ce type d'analyse (Hornung, R. et al., 1990). Les moyennes ont été calculées à partir du nombre d'échantillonnages disponibles, soit 9 pour la zone de référence, 10 pour Saint-Constant et 26 pour Delson.

Les moyennes des concentrations estimées sont significativement plus élevées à Saint-Constant et Delson pour le fluoranthène et le pyrène que dans la zone de référence (p < 0,05). De façon systématique, les concentrations retrouvées à Saint-Constant sont les plus élevées. Seuls les résultats des moyennes estimées avec S.L./2 sont présentées puisque celles calculées avec S.L./V2 étaient à toutes fins pratiques identiques.

Estimation du risque

L'analyse de risque a porté spécifiquement sur l'étude de la probabilité de développer le cancer du poumon à cause de la nature de l'exposition (aérienne) et des contaminants en cause (HAP). Dans ce contexte, différentes stratégies ont été utilisées. La première et la plus simple consiste à comparer les moyennes observées et à vérifier s'il y a dépassement de la norme environnementale. Comme nous l'avons déjà mentionné, le BaP est un indicateur d'intérêt puisqu'il sert habituellement de marqueur de la présence d'HAP et qu'il est déjà connu dans la littérature comme associé possiblement au développement du cancer du poumon chez l'humain.

Le BaP n'a pas été détecté dans le secteur de référence (station no 4, tableau 9), l'appareil de mesure ayant un seuil de détection fixé à 0,0001 pg/m3 pour ce contaminant. A Saint-Constant, (station no 3, tableau 10), on a mesuré une concentration de 0,0006 pg/m3

pendant une journée, soit la 7e journée d'échantillonnage. En référence au niveau proposé par la US-EPA (Environmental Protection Agency, États-Unis), la norme de 0,001 pg/m3

n'a pas été dépassée. Pour Delson, les résultats présentés aux figures 14, 15 et 16 montrent que le BaP n'a pas été détecté.

33.

L'utilisation des données produites en toxicologie à partir du modèle animal puis extrapolées à l'humain et l'utilisation des données des études épidémiologiques humaines constituent une autre alternative pour l'analyse du risque. Certes plus complexe que la comparaison simple des moyennes observées par rapport à une norme, elle est d'autant plus pertinente puisqu'elle repose sur des données plus précises quant à l'exposition (concentration, durée), l'absorption et la transformation des substances dans l'organisme et qu'elle permet d'approximer la probabilité du risque selon différentes périodes d'exposition. Dans le cas qui nous intéresse, puisque des données issues d'études épidémiologiques étaient disponibles, nous avons convenu d'y référer directement.

Pour le calcul du risque, nous référons à la stratégie d'analyse proposée par la US-EPA (US-EPA, 1987). Ainsi, l'évaluation dose-réponse est faite à partir du modèle linéaire puis extrapolée à faible dose. Ce modèle «conservateur» donne une bonne protection pour l'humain puisqu'on considère qu'une dose, aussi infime soit-elle, ajoute à la probabilité d'induire un cancer (one hit hypothesis). Il y a donc un effet proportionnel croissant entre la dose (concentration moyenne et durée d'exposition) et l'augmentation du risque de faire un cancer. S'il y a plus d'une substance cancérigène, comme c'est le cas ici, l'effet cancérigène du mélange est considéré être égal à l'addition des effets attribuables à toutes les substances cancérigènes présentes dans le mélange.

Certains HAP, autres que le BaP, possiblement cancérigènes (tableau 8), ont été également pris en compte pour l'analyse de risque globale. Cette approche est novatrice et plus réaliste puisqu'habituellement, les analystes réfèrent au BaP seul. Pour réaliser cette analyse, nous avons utilisé l'approche proposée par Thorslund (Thorslund et al., 1988) qui a soumis l'hypothèse que les effets cancérigènes des HAP s'additionnent, en référence à un système de poids basé sur le potentiel cancérigène de chacun, établi selon le potentiel cancérigène du BaP, pondération appelée équivalent toxique en BaP (BaP-eq). Cette procédure a été entérinée par la US-EPA- (US-EPA, 1986). L'addition des équivalents BaP (concentration de chaque HAP xpotentiel cancérigène du HAP relatif au BaP) nous donne une estimation du potentiel cancérigène du mélange d'hydrocarbures évalué dans les mêmes unités que le BaP (en pg/m3).

Pour la présente analyse, la pondération en BaP-eq est basée sur les potentiels cancérigènes proposés par Krewski pour 10 HAP, à partir d'une série de bio-essais (Krewski et al., 1989). Les potentiels cancérigènes (EQ-K) utilisés et l'estimation des concentrations en équivalent BaP (exprimés en pg BaP/m3 d'air) pour tous les sites d'échantillonnage sont présentés dans les figures 18 à 22. Pour les valeurs S.L., nous avons attribué la valeur S.L./2 pour le calcul des concentrations (c.-à-d. 0,0001/2 et 0,0002/2).

Au tableau 15, les concentrations estimées pour le site de référence se situent entre 0,00021 (ig/m3 et 0,00148 pg/m3 BaP-eq. Ainsi, pour une durée d'exposition de 70 ans, la norme US-EPA (0,001 pg/m3 BaP) serait dépassée dans le site de référence. Telles que présentées au tableau 16, les concentrations estimées pour Saint-Constant seraient entre 0,00068 et 0,01203 pg/m3 BaP-eq. Quant aux concentrations pour Delson, elles se situent entre 0,00021 et 0,00585 pg/m3 BaP-eq (tableaux 17,18,19).

34.

À la lumière de ces données, nous estimons le risque de développer le cancer du poumon chez l'humain. Pour ce faire, nous avons utilisé les résultats d'une étude épidémiologique récemment publiée. Les risques réfèrent à la probabilité d'occurrence du cancer du poumon estimée par 100000 selon les différents niveaux d'exposition. Pour les trois zones à l'étude, nous présentons les estimations en fonction des concentrations minimales, maximales et moyennes pour une exposition continue, c'est-à-dire 24 heures par jour, 52 semaines par année, et ce, pendant 70 ans, 50 ans* 30 ans, 15 ans et 5 ans.

Les pentes estimées sont issues d'une étude sur le cancer du poumon et l'exposition environnementale à un mélange complexe d'hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) chez les travailleurs dè l'industrie de l'électrolyse de l'aluminium (Armstrong et al., 1994). La pente est un indice qui correspond s l'augmentation du risque (probabilité) de développer un cancer du poumon pour chaque augmentation de la concentration moyenne de 1 \xg BaP-eq/m3 d'air ambiant et ce, en respirant cette concentration moyenne ambiante pendant une année. Le risque estimé est ajusté sur la probabilité d'occurrence du cancer pendant la vie dans la population générale, soit 9% (NCI, 1992). Au tableau 20, on retrouve le risque exprimé en probabilité sur 100000 et l'estimation en référence à l'intervalle de confiance à 95% (I.C. 95%).

Selon les concentrations moyennes,yen utilisant l'estimation faite à partir de l'intervalle de confiance supérieur à 95% (I:C. 95%), le risque dans la zone de référence pourrait atteindre 4,17/100000 soit, 4,17 cas additionnels de cancers du poumon par 10000Ô personnes exposées à cette concentration pendant 70 ans, 24 heures par jour. A Saint-Constant et à Delson, en utilisant les mêmes paramètres, les risques seraient de l'ordre de 46,53/100000 et 13,72/100000. Nous présentons également les résultats des analyses (R, I.C. 95%) faites à partir d'une exposition continue pendant 50 ans, 30 ans, 15 ans et 5 ans.

En fonction de la taille de la population exposée potentiellement à ces substances, il est possible d'estimer le nombre de cancers du poumon qui serait attendu en fonction des niveaux moyens observés dans les différentes zones à l'étude. Nous pouvons soumettre l'hypothèse qu'approximativement 2000 personnes sont exposées. Si cette population est exposée pendant une période de 50 ans, en référence au niveau moyen observé à Saint-Constant, entre 0,14 cas et 0,66 cas de cancer du poumon serait attendu. Si on utilise le niveau moyen observé à Delson, le nombre attendu serait entre 0,04 et 0,20 cas.

35.

DISCUSSION

Cette analyse nous permet d'apporter plusieurs éléments de réponse aux questions qui nous étaient adressées quant aux risques .potentiels pour la santé, secondaires aux émissions de contaminants par les activités industrielles de Ta compagnie Stella-Jones (Domtar). Cependant, plusieurs éléments d'incertitude demeurent. Ceux-là sont principalement attribuables, d'une part, à la qualité et la quantité des données environnementales disponibles pour la réalisation de l'étude et d'autre part, aux limites des connaissances scientifiques actuelles, soit la validité des études toxicologiques et épidémiologiques sur lesquélles nos estimations reposent. Dans notre étude, à cause des nombreuses zones d'incertitude, nous avons joué de prudence en utilisant des approches conservatrices pour l'estimation des risqués. Dans les paragraphes qui suivent, nous précisons ces éléments d'incertitude et décrivons les postulats sur lesquels notre analyse repose. Ensuite, nous discutons des résultats qui se dégagent de nos analyses et présentons les conclusions qui en découlent.

1. Limites inhérentes aux données environnementales ayant servi à l'estimation du risque

L'analyse repose sur une série de données produites par la firme d'experts Monenco Agra Inc. Après avoir analysé les avis émis par le MEFQ concernant les méthodes d'échantillonnage et d'analyse chimique effectués par la firme Monenco Agra Inc, nous considérons que les éléments d'incertitude soulevés ne modifient pas de façon significative les résultats de nos analyses. Cependant, à cause du petit nombre d'échantillons disponibles et de la courte période d'échantillonnage, on ne peut avoir l'assurance que ces données représentent l'exposition réelle des citoyens sur une base annuelle. Il s'agit là d'une considération statistique qui repose simplement sur le postulat que plus le nombre d'échantillons est élevé, plus lés données seront représentatives de la réalité. Bien entendu, le nombre d'échantillons prélevés est le résultat d'un compromis entre , la précision recherchée et les contraintes tels les coûts, la mise en place du programme d'échantillonnage et le temps requis. Aussi, les données fournies par la compagnie nous portent à penser que, pendant la période d'échantillonnage, les activités industrielles étaient représentatives de la situation courante, ce qui est un élément important.

36.

Pour pallier à l'incertitude liée au petit nombre d'échantillons disponibles et éviter de sous-estimer le risque, nous avons:

• assumé que l'exposition estimée sur la base des données prélevées durant la période d'échantillonnage est équivalente à celle qui prévaut pendant toute l'année; bien sûr, on peut prétëndre que durant la période hivernale, à cause du confinement à l'intérieur des maisons, l'exposition réelle est inférieure à celle estimée.

• considéré que toute la population vivant à proximité du site est exposée aux mêmes concentrations que celles mesurées aux stations d'échantillonnage-placées à la limite du terrain de l'usine ou dans les quartiers résidentels. Ainsi, à cause de la dispersion des substances chimiques par le vent, la population située en aval des points d'échantillonnage est généralement exposée en moyenne à des concentrations inférieures.

Ces deux postulats vont dans le sens d'une surestimation de l'exposition.

Importance relative de l'exposition aux substances toxiques mesurées

De i'étude, on peut dégager deux constats. Premièrement, les moyennes des concentrations mesurées à Saint-Constant puis à Delson sont supérieures aux moyennes des concentrations de la zone de référence, Ainsi, ceci suggère fortement que les opérations industrielles de l'usine contribuent de façon significative à l'augmentation des concentrations environnementales des substances cibles, à Saint-Constant et à Delson. Deuxièmement, les moyennes des concentrations mesurées sont équivalentes ou inférieures aux moyennes des concentrations de ces mêmes polluants dans les milieux urbains et semi-urbains, au Canada comme aux États-Unis. Concernant le naphtalène cependant, il est probable qu'occasionnellement les concentrations atteignent des niveaux maximums supérieurs à ceux qui prévalent habituellement dans les villes.

Effets aigus sur la santé de la population

On ne peut pas exclure la possibilité que le naphtalène atteigne, dans certaines conditions, des concentrations suffisantes pour causer certains effets rapportés par la population, tels des maux de tête et des nausées. Notons que la concentration maximale rapportée était de l'ordre de 400 ng/m3 sur 24 heures. Étant donné les variations des conditions atmosphériques en fonction du temps, il est plausible que, pour des courtes périodes durant la journée, les concentrations dépassent largement les concentrations moyennes. Toutefois, il est impossible de démontrer une relation de cause à effet, en raison notamment de la non-spécificité des effets rapportés.

Quant aux autres substances, il est improbable qu'elles soient la cause d'effets aigus puisque les niveaux mesurés sont bien en deçà des doses pour lesquelles des effets toxiques ont été rapportés dans la littérature scientifique.

37.

4. Effets chroniques non cancérigènes

Pour toutes les substances, les concentrations mesurées sont bien inférieures à celles pour lesquelles on a rapporté, dans la littérature, des effets chroniques non cancérigènes, et ce, autant chez l'animal que chez Thumairi.

Par contre, les connaissances scientifiques ne permettent pas de conclure, de façon définitive, à l'absence d'effet toxique faisant suite à l'exposition chronique à des faibles doses d'un mélange de ces substances.

5. Risques de cancers

Pour l'estimation des risques de cancers associés à l'exposition au benzène et aux hydrocarbures aromatiques polycyçliques (HAP), nous avons utilisé des données provenant d'études de cancers réalisées chez des humains. L'exposition des travailleurs concernés par ces études était de plusieurs ordres de grandeur (1000 fois et plus) supérieurs à l'exposition estimée pour la population de Delson et Saint-Constant.

Le risque d'apparition de cancers dans la population ici visée a été. estimé à l'aide des modèles mathématiques décrivant la relation dose-réponse observée dans les études épidémiologiques effectuées chez des travailleurs exposés à des doses élevées. Les modèles mathématiques permettent d'extrapoler ou de prédire ce qui surviendrait à de faibles doses, même si on ne peut l'observer, et cela, avec une certaine marge d'incertitude.

Les modèles utilisés reposent sur le postulat suivant: «le risque de contracter un cancer est toujours proportionnel à la dose d'exposition cumulée au cours d'une vie, et ce, quels que soient la valeur de cette dose et le moment où elle a été acquise». Ces modèles sont dits linéaires puisqu'ils correspondent graphiquement à une droite, laquelle est tirée des données des études épidémiologiques. La pente de cette droite contient un facteur de correction qui tient compte de l'incertitude inhérente aux limites de ces études, attribuables au nombre limité de cancers observés dans les populations de travailleurs. La correction est établie dans un sens conservateur, c'est-à-dire qu'elle favorise la prudence dans l'estimation des risques.

Considérant que plusieurs recherches actuelles suggèrent qu'il existerait un seuil en dessous duquel le risque de cancer serait soit nul ou soit infra-linéaire (c'est-à-dire inférieur au postulat utilisé dans notre étude), on peut dire que nous avons joué de prudence en utilisant ce modèle d'extrapolation linéaire. Notre attitude se justifie par le fait que, si ce seuil existe, il n'est malheureusement pas connu aujourd'hui pour les substances analysées. On peut au moins avoir la quasi-certitude que nous n'avons pas sous-estimé le risque réel, ce qui serait contraire aux principes mêmes de la pratique de la santé publique.

38.

CONCLUSION

Nos conclusions sont les suivantes:

1. On ne peut exclure la possibilité que le naphtalène atteigne, dans certaines conditions, des concentrations suffisantes pour causer certains effets rapportés par la population, tels des maux de tête et des nausées. Notons que la concentration maximale rapportée était de l'ordre de 400 pg/m3 sur 24 heures. Étant donné les variations des conditions atmosphériques en fonction du temps, il est plausible que, pour des courtes périodes durant la journée, les concentrations, dépassent largement les concentrations moyennes. Toutefois, il est impossible de démontrer une relation de cause à effet, en raison notamment de la non-spécificité des effets rapportés.

2. Le risque d'observer des effets toxiques non cancérigènes sévères et irréversibles est pour ainsi dire pratiquement nul.

3. Le risque de cancer du poumon, estimé théoriquement en utilisant une approche conservatrice, est trop faible pour être mesurable ou vérifiable dans la réalité.

39.

RECOMMANDATION

À la lumière de cette analyse de risque, nous recommandons que la compagnie Stella-Jones:

• prenne dés mesures pour atténuer dans les périodes critiques (grande cKaleur, vent léger, humidité importante, ...) et idéalement en tout temps les émanations des contaminants dans l'air;

• démontre l'efficacité de l'application de ces mesures dé mitigation par les moyens appropriés. Par exemple, la mesure du naphtalène dans l'air pourrait servir d'indicateur;

• et en informe la population et la direction régionale de la santé publique selon des modalités à définir.

4 1

• ÉTAPEI-

IDENTIFICATION DES SUBSTANCES? POTENTIELLEMENT TOXIQUES ;

PRÉSENTES

, BEVUE D£ LA LITTÉRATURE -

Procédés Industriels r u

.Propriétés physlco^chlmlques?. : -^.Propriétés biochimiques e i biologiques-

Études toxlcologlques Études épldémlologiques Historique d'accidents^ - t > !

•^Statistiquessanitaires. ... • • A -i

IDENTIFICATION DU DANSER

.Substances toxiques retenues- ' < ' ->.EffetsàanalyserM ...

ETAPKH ESTIMATION DE LA RELATION . £

^POSE ". RÉPONSE DES EFFETS ,

•ÀANAI.YSER

ÊTAPÈllï ESTIMATION DEJA DOSE D'EXPOSITION j INDIVIDUELLE ET COLLECTIVE

Exposition algué. sufc*chronlqùe.;chronlque;

i ,

[TAPE IV ** " i

• ESnMATIQN ET CAPACTfalSATION" ÊlLRISâUF Individuel 1 \ ' * ; .Collectif* , * ' i

•s

s ^ tf»

ANALYSÉ DE SENSIBILITÉ

.Effets d e la varlatton:des variables;* .< •«sur les résultats •

Influence des incertitudes associées. ; auxvarlables sur les résultats:- . . ..<:

ÉTAPE V i £ j t -K S

APPRÉCIATION DU RISQUE ET RECOMMANDATIONS 5

V 2. *

ÉTAPE Yl ^ * —

GESTION DU RISQUE , 1

u » s

Figure 1: Démarche générale d'analyse des risques des populations exposées à des substances toxiques

Figure 2a: Plan des municipalités

Secteur résidentiel

Figure 2b: Plan de l'usine (partie 1)

Liste des bûtiments 1: Siporex 2: Traitement 3: Bureaux administratifs 4: Garage 5: Chemonite 6: Traitement des eaux 7: Troîtement des boues 8: Bureau contremaîtres 9: Cafeteria 10: Entrepot de barils 1 T: Moulin neuf 12: Vieux moulin 13: Bureau poteaux 14: Scie M M M M . M M

Ouci de chargement

M W i i

tB y rj

43.

Secteur résidentiel

M M

Figure 2b: Plan de l'usine (partie 2)

Arëna Entrée Principale

Domtar Inc. Préservation du Bois

No. DÀF.

Plan gênerai de l'usine

Par Stéphane Binette

Oessin no. D E L - 1 4 0 0

Data 9 - 1 0 - 9 0 ^

Rév. no. 2

Approuvé

Echeiie 1 = 2 5 C

44.

© Ville de Delson

© Ville de Sti-Constant

Figure 3: Emplacement des stations d'échantillonnage 1 â 8: stations d'échantillonnage

M : station météorologique

45 .

Composants Proportion (%)

Naphtalène 17,5

Phénanthrène 10,2

Fluoranthène 9,9

Acénaphtène 5,6

Fluorène 5,1

Pyrène 4,4

Anthracène 2,3

Carbazole 2,1

Acénaphtylène 2,0

Benzo(a)anthracène 1.1

Chrysène 1,0

Benzo(b)fluoranthène 0,6

Benzo(k)fluoranthène 0,4

Dibenzo(a, h)anthracène 0,2

Benzo(g, h, i)pérylène 0,1

Indéno(l, 2,3-cd)pyrène 0,1

Tableau 1: Principaux composants de la canadienne

créosote de fabrication

47.

• -

DL50 voie orale DL5(>inhalation DL50 voie intraveineuse

rat 490-1250mg/kg - -

souris 533mg/kg lOOmg/kg 100mg/kg

Tableau 2: Dose létale à 50% du naphtalène

48.

Jours

d'échantil-lonnage

STATIONS D'ÉCHANTILLONAGE Jours

d'échantil-lonnage

1 2 3 4 5 6 7 8

1 ND 0,21 0,13 ND - - ,51 -

2 15,2 51,3 3,8 - - 2,29 ND -

3 3,9 3,0 ND 1,0 - - - 0,3

4 - ND 304 - 219 27,4 10,7 -

5 3,14 2,51 ND ND - 110 - -

6 384 0,6 2,28 ND - - 109 -

7 118 1,26 0,3 0,13 - - ND -

8 6,12 3,76 0,3 ND - - 0,82 -

9 0,47 19,2 ND 17,5 - - ND -

10 1,5 7,89 63,5 23,5 2,19 122 4,59 92,9

Tableau 3: Concentration moyenne sur 24h du naphtalène (pg/m3)

• Légende:

Un tiret signifie que la station concernée n'a pas été retenue pour fins d'analyses lors de cette journée d'échantillonnage en raison de la direction des vents dominants.

ND Non détecté, c'est-à-dire en concentration inférieure à la limite de détection.

Delson stations

nos 1,2 7

St-Constant Station no 3

Bruit de fond (St-Constant) Station no 4

St-Constant (Boisé au sud)

Station no 5

(Nb valeurs) (27) (10) (8) (2)

Moyenne 27,7 37,4 5,3 110,6

Écart-type 77,5 95,7 9,5 153,3

Tableau 4: Moyenne arithmétique et écart-type des concentrations de naphtalène pour chaque station ou groupe de stations (en pg/m3)

- Delson stations

nos 1,2 7

St-Constànt Station no 3

Bruit de fond (StrConstant) Station rio 4

St-Constant (Boisé au sud) Station no 5

(Nb valeurs) (27) (10) (8) (2)

Moyenne 2,1 0,87 0,37 21,9

Écart-type 12,6 22,1 14,6 26

Tableau 5: Moyenne géométrique et écart-type des concentrations de naphtalène pour chaque station ou groupe de stations (en pg/m3)

50.

RÉGIONS

RURALES SEMI-URBAINES (banlieues)

URBAINES

Norvège <,004 ,027 ,066-,670

France (Paris)

- - 3,8-11,2

États-Unis (Rhode Island)

,00005 7 ,00006 ,00035

Tableau 6: Concentration moyenne de naphtalène (pg/m3)

51.

Jour Point 1 Point 2 Point 3 Point 4 Point5 Point 6 Point 7 Point 8

1 ND 1,04 3,31 ND - - ND -

2 4,20 0,78 9,59 - - ND ND -

3 1,41 8,50 ND 1,60 - - - ND

4 - 1,59 ND - 1,26 ND 0,69 -

5 1,32 ND ND ND - ND - -

6 ND ND ND ND - - ND -

7 ND ND ND ND - - ND -

8 0,49 ND ND ND - - ND -

9 ND ND 2,54 ND - - ND -

10 3,61 ND ND ND ND 29,30 ND 3,08

Tableau 7: Concentrations de benzène mesurées sur et au pourtour du site de Domtar (pg/m3)

• Légende:

Un tiret signifie que la station concernée n'a pas été retenue pour fins d'analyses lors de cette journée d'échantillonnage en raison de la direction des vents dominants.

ND Non détecté, c'est-à-dire en concentration inférieure à la limite de détection.

5 2 .

i

COMPOSÉ POIDS MOLÉCULAIRE GROUPE SELON CIRC

Naphtalène 128 3

Fluoranthène 202 3

Chrysène 228 3

Benzo(b) fluorenthène 252 2B

Benzo(k) fluorenthène 252 2B

Benzo(e) pyrène 252 3

Benzo(a) pyrène 252 2A

Benzo(a) anthracène 228 2A

Benzo(ghi) pérylène 276 3

Dibenzo(ah) anthracène 278 2A

Indeno(123cd) pyrène 276 2B

Pyrène 202 3

Classification du CIRC:-évidence de carcinogénicité Groupe 1: L'agent est carcinogène pour l'humain Groupe 2A: L'agent est probablement carcinogène pour l'humain Groupe 2B: L'agent est possiblement carcinogène pour l'humain Groupe 3: L'agent n'est pas classé à l'égard de sa carcinogénicité pour l'humain

Tableau 8: Classi f icat ion des HAPs par le CIRC

CONCENTRATION MOYENNE SUR 24H DES HAP (jig/m3)

NO COMPOSE JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE V

l 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1 NAP HT ALENE S.L.* S.L* 0,0007 S.L* 0,0009 0.001 0,0006 0,0016 0,1125

2. FLUORENTHENE 0,0333 0,0018 0,0072 - 0,0104 0,0017 0,0016 0,0021 0,0221 0,0032

3 CHRYSENE S.L.* ,S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L* S.L.*

4 BENZO(B)FLUORENTHENE S.L.* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L.* S.L.* S.L.* S.L*

5 BENZO(K)FLUORENTHENE S.L* S:L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L.* S.L*

6 BENZO(E)PYRENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L* S.L*

7 BENZO(A)PYRENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L*

8 BENZO(A)ANTHRACENE S.L* . 0,0005 S.L* - S.L* S.L.* S.L* S.L.* S.L* S.L*

9 BENZO(GHI)PERYLENE S.L* S.L* S.L* ' - S.L* S.L* S.L* S U * S.L* S.L.*

10 DIBENZO( AH) ANTHRACENE S.L* S.L.* S.L.* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L.*

11 INDENO(123CD)PYRENE . S.L.* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L.* S.L*

12 PYRENE 0,0158 0,0008 0,0035 - 0.0062 0,0011 0,001 0,0014 0,0014 S.L*

S.L.*" SOUS LA LIMITE DE DÉTECTION

Tableau 9: Point d'échantillonnage no 4 (référence) 5 3 .

CONCENTRATION MOYENNE SUR 24H DES HAP (pg/m3)

NO COMPOSE JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE

2 3 4 5 6 7 8 9 10

i N API IT ALENE 0,0012 0,0012 0,0711 0,0663 0,0014 0,0014 0,0006 0,0158 0,0826 0,0059

2 FLUORENTHENE 0,031 0,0489 0,0633 0,19 0,2222 0,0095 0,0143 0,0178 0,1046 0,0188

3 CHRYSENE 0,0004 0,0022 0,0016 S.L* 0,0032 S L * 0,0008 S.L.* S.L* S.L*

4 BENZO(B)FLUORENTHENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* 0,0007 S.L* S.L* S.L*

5 BENZO(K)FLUORENTUENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* 0,0007 S.L* S.L* S.L*

6 BENZO(E)PYRENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S L * 0,0007 S.L* S.L* S.L*

7 BENZO(A)PYRENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* 0,0006 S.L* S.L.* S.L*

8 BENZO( A) ANTHRACENE S.L* 0,0005 S.L* 0.0003 0,0015 S.L* 0,0014 S.L* S.L.* S.L*

9 BENZO(GHI)PERYLENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L* S.L*

10 DIBENZO( AH) ANTHRACENE S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L*

11 INDENO(123CD)PYRENE s u * S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

12 PYRENE 0.146 0,0238 0.0325 0,1131 0,1409 0,0059 0.0073 0,0094 0.0554 0.1008

S l . m " SOUS LA LIMITE DE DÉTECTION

Tableau 10: Point d'échantillonnage no 3 (Saint-Constant)

CONCENTRATION MOYENNE SUR 24H DES HAP (ng/m3)

NO COMPOSE

-•

JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE

l 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1 NAPHTALINE S.L.* 0,0503 0,0089 0,0025 0,1663 0,0005 0,0042 0,0047

2 FLUORENTHENE 0,0936 0,0549 0,097 0.0082 0.0204 0,001 0,0183 - 0,0089

3 CHRYSENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

4 BENZO(B)FLUORENTHËNE S.L* S.L* - S.L.* - S.L.* S.L* S.L.* S.L* S.L*

5 BENZO(K)FLUORENTH EN E S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

6 BENZO(E)PYRENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

7 BENZO(A)PYRENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L.* S.L.* S.L*

8 BENZO( A) ANTHRACENE S.L* S.L* 0.0002 - S:L* S.L* S:L* S.L* S.L*

9 HENZO(GHI)PERYLENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

10 D1 BENZO( AH ) ANTH RACEN E S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

11 INDENO(123CD)PYRENE S.L* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

12 PYRENE 0,0425 0,0262 0,0472 - 0,0045 0,0111 0,0007 0,01 0,0045

S.L.*» SOUS LA LIMITE DE DÉTECTION

Tableau 11: Point d'échantillonnage no 1 (Delson)

CONCENTRATION MOYENNE SUR 24H DES HAP (ng/m3)

NO COMPOSE JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1 NAPHTALENE 0,0195 S.L* 0,0096 0,0038 0,0185 0,0011 0,0125 0,0038 0,1073 0,025

2 FLUORENTHENE 0,11 S.L* ' 0,05 0,00001 0,0109 0,0139 0,0101 0,0187 0,0116 . 0,069

3 CHRYSENE 0,00001 S.L* 0,0004 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001 0,00001

4 . BENZO(B)FLUORENTIIENE S.L* S.L* S.L.* S.L* 'S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

5 BENZO(K )FLUORENTH EN E S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L*

6 BENZO(E)PYRENE S.L.* S.L.* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

7 BENZO(A)PYRENE S.L* S.L* . S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.li* S L *

8 BENZO( A) ANTH RACENE S.L* S.L* S.L* S.L* S L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

9 BENZO(OHI)PERYLENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*. S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L*

10 DIBENZO(AH) ANTH RACENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

11 1NDEN0(I23CD)PYRENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* &L* S.L* S.L* S.L*

12 PYRENE 0,0492 S.L* 0,0236 S.L* 0,0058 0,0073 0,0042 0,0094 0,0063 0,0034

Tableau .12: Point d'échantillonnage no 2 (Delson)

5 6 .

CONCENTRATION MOYENNE SUR 24H DES HAP (ng/m3)

NO COMPOSE JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE

2 3 4 5 6 . 7 8 9 10

i N API 1T ALENE 0,0473 0,0159 0,0021 - 0,0212 0,0062 0.0681 0,0042 S.L*

2 FLUORENTHENE 0,2182 0,1468 0,0117 0,065 0,0646 0,0558 0,0239 S L*

3 CHRYSENE 0,1178 S.L.* S.L.* - S.L*- 0,0004 S.L* S.L* S.L*

4 BENZO(B)FHJOR ENTLLENE S.L* S.L* S.L* - S:L* S.L* S:L* S.L* S.L.*

5 , BENZÔ( K)FLUQRENTH EN E S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L* S.L*

6. BENZO(E)PYRENE S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L*. S.L.* S.L* S.L*

7 BENZO(A)PYRENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L* S:L* S;L* S.L.*

8 BENZO(A)ANTHRACENE S.L.* S.L* S;L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

9 BENZO(GHI)PERYLENE S.L* S.L* S.L* S.L* S.L.* S.L* S.L* S.L*

10 DIBENZO( AH) ANTHRACENE S.L.* S.L* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

11 INDENO( 123CD)PYRENE S.L* S.L.* S.L* - S.L* S.L* S.L* S.L* S.L*

12 PYRENE S.L* 0,0697 0,0066 - 0.035 0,0347 0,0305 0,0125 S.L*

S.L."- SOUS LA LIMITE DE DÉTECTION

Tableau 13: Point d'échantillonnage no 1 (Delson)

5 8 .

Référence

moyenne (écart type)

n = 9

Saint-Constant

moyenne (écart type)

n = 10

Delson

moyenne (écart type)

n = 26

NaphtaJène 0,0131 (0,037) 0.0248 (0,034) 0,0232 (0,039)

Fluoranthène 0,0093 (0,011) 0,0720 (0,077)* 0,0455 (0,053)*

Pyrène 0,0035 (0,005) 0,0635 (0,056)* + 0,0171 (0,019)*

* p < O.OS par rapport à t'échantillonneur dans la zone de référence

+ p < 0,05 Saint-Constant c. Delson

Tableau 14: Distribution des concentrations des contaminants les plus fréquemment retrouvés dans les zones étudiées (en pg/m3)

CONCENTRATION MOYENNE DES HAP SUR 24H EN EQUIVALENT TOXIQUE DE BENZO(A)PYRENE (|ig/m3)

NO COMPOSE EQ K - JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE MINIMUM MAXIMUM

i 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1 NAPHTALENE N.D.* - - - • - - - - -

2 FLUORENTHENE N.D.* - - - - - • • - -

3 CHRYSENE 0.0044 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002

4 BENZO(B) FLUORENTHENE 0.14 0,000007 0.000007 0,000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007

5 BEN20(K) FLUORENTHENE 0,066 0,0000033 0.0000033 0.0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033 0.0000033 0.0000033

6 BEN ZO(E) PYRENE 0,004 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002

, 7 BENZO(A) PYRENE 1 0,00005 0,00005 0,00005 - 0.00005 0.00005 0.00005 0.00005 0,00005 0.00005 0.00005 0,00005

8 BENZO (A) ANTHRACENE 0.145 0,00000725 0,0000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0.00000725 0,0000725

0 BENZO(QHl)PERYLENE 0,022 0,0000011 0,0000011 0.0000011 0,0000011 0.0000011 0,0000011 0,0000011 0.0000011 0.0000011 0.0000011 0.0000011

10 DIBENZOtAH) ANTHRACENE 1.11 0.000111 0.000111 0.000111 0.000111 0.000111 0,000111 0.000111 0,000111 0.000111 0.000111 0.000111

11 INDENO(123CO)PYRENE 0,232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 • 0.0000232 0.0000232 0:0000232 0.0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0.0000232

12 PYRENE . 0.081 0.00128 0.000065 0.000284 . 0,000502 0,000089 0.000081 0.000113 0.000113 0.0000041 0.0000041 0,00128

| TOTAL 0.00148325 0.0003335 0.00048725 0,00070525 0,00029225 0.00028425 0.00031625 0.00031625 0.00020735 0.00020735 0.00148325

* N.O. = NON DETERMINE ~ FACTEUR D'EQUIVALENCE SELON KREWSKI

Tableau 15: Point d'échantillonnage no 4 (référence)

5 9 .

CONCENTRATION MOYENNE DES HAP SUR 24H EN EQUIVALENT TOXIQUE DE BENZO(A)PYRENE (|ig/m3)

NO COMPOSE EQ K " JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE MINIMUM MAXIMUM

2 3 4 5 6 7 8 9 10

1 NAPHTALENE N.D.* - • - •

2 FLUORENTHENE ND* - - - •

3 CHRYSENE 0.0044 0.0000018 0,0000097 0,00000704 0,0000002 0.00001408 0,0000002 0.00000352 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0,00001408

4 BENZO(B)FLUORENTHENE 0.14 0,000007 0,000007 0,000007 0,000007 . 0,000007 0,000007 0,000098 0,000007 0.000007 0.000007 0,000007 0,000098

5 BEN ZO{K) FLUORENTHENE 0.066 0.0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033 . 0,0000033 0,0000033 0,0000462 0,0000033. 0,0000033 0,0000033 0,0000033 0.0000462

6 BENZO(E)PYRENE 0.004 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000028 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000028

7 . BENZO(A)PYRENE 1 0.00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00006 Ô.00005 0.0006 0,00005 0,00005 0.00005 0,00005 0,0006

8 BENZO (A) ANTHRACENE 0.145 0,00000725 0,0000725 0.0000145 0.0000435 0,0002175 0,00000725 0.000203 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0.0002175

9 BENZO(GHI)PERYLENE 0.022 0.00000111 0.00000111 0.00000111 0.00000111 0,00000111 0,00000111 0.00000111 0,00000111 0,00000111 0.00000111 0.00000111 0,00000111

10 DIBENZO (AH) ANTHRACENE 1,11 0,000111 0,000111 0.000111 0.000111 0,000111 0,000111 0.000111 0.000111 0,000111 0.000111 0.000111 0,000111

11 INDÈNO(123CD)PYRENE 0,232 0,0000232 0.0000232 0.0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0.0000232 0,0000232 0.0000232 0.0000232 0,0000232

12 PYRENE. 0.081 0,011826 0.001928 0.002633 0,009161 0,011413 0.000478 0,000591 0.000761 0.004487 0,008165 0,000478 0,011826

TOTAL 0,01203086 0.00220601 0.00285035 0,00940051 0,01184039 0,00068126 0,00167983 0,00098426 0.00469026 0.00836826 0,00068126 0,01203086

* N.D. = NON DETERMINE - FACTEUR D'EQUIVALENCE SELON KRÈWSKI

Tableau 16: Point d'échantillonnage no 3 (Saint-Constant)

6 0 .

i • — j i ! " î " 1 ; • r 1

- CONCENTRATION MOYENNE DES HAP SUR 24H EN EQUIVALENT TOXIQUE DE BENZO(A)PYRENE (ng/m3)

NO COMPOSE EQK-

. i 2 3

JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE

4 5 6 7 8 9 10

MINIMUM MAXIMUM

1 NAPHTALENE Ni).*- - . - - . . . - - - -

2 FLUORENTHENE N.D * - . - - - - - - -

3 CHRYSENE 0.0044 0.0000002 0.0000002 0 0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 • 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002

4 BENZO(B) FLUORENTHENE 0,14 0,000007 0.000007 0.000007. 0.000007 0,000007 ,0,000007 .0,000007 0,000007 0.000007 0.000007

5 BENZOfK) FLUORENTHENE 0,066 0,0000033 0.0000033 0,0000033 . .0,0000033 0,0000033 0.0000033 ' 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033

6 BENZÔ(E)PYRENE 0,004 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002

7 BENZO(A)PYRENE 1 0,00001 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0.00005 0,00001 0,00005

8 BEN ZO (A)ANTHRACEN E 0,145 0.00000725 0.00000725 0,000029 0,00000725 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0.00000725 0,00000725 0,000029

9 BENZO(QHI)PERYLENE 0,022 o.oooool i 0,0000011 . 0.0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011 0.0000011 0.0000011

10 DIBENZO(AH) ANTHRACENE 1.11 0,000111 0,000111 0.000111 0,000111 0.000111 0,000111 0,000111 - 0,000111 0,000111 0,000111

11 INDENO(123CD)PYRENE 0,232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0.0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232, 0,0000232

12 PYRENE 0,081 0,003443 0,002122 0,003823 0.000364 0,000899 0,000057 0,00081 • 0.000364 0,000057 0,003823

TOTAL 0.00360625 0,00232525 0,004048 0.00056725 0,00110225 0,00026025 0.00101325 0,00056725 0,00026025 | 0.004048

*N.D. = NON DETERMINE - FACTEUR D'EQUIVALENCE SELON KREWSKI

Tableau 17: Point d'échantillonnage no 1 (Delson)

6 1 .

CONCENTRATION MOYENNE DES HAP SUR 24H EN EQUIVALENT TOXIQUE DE BENZO(A)PYRENE ( n g / m 3 )

NC COMPOSE EQ K -

2 3

JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE 4 5 6 7 8 9 10

MINIMUM MAXIMUM

1 NAPHTALENE N.D.* - - - - • - - - - * '

2 FLUORENTHENE N .D * - - - • - - - - -

3 CHRYSENE 0.0044 0,0000002 0.0000002 0.00000176 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002 0,00000176

4 BENZO (B)FLUORENTH ENE 0.14 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0,000007 0.000007 0.000007 0,000007 0.000007 0,000007 0,000007

5 BEN ZO(K) FLUORENTHENE 0.086 0.0000033 0,0000033 0.0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0,0000033 0,0000033

6 BENZO(E)PYRENE 0.004 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0,0000002

7 BENZO(A)PYRENE 1 0,0001 0.00005 0.00005 • 0.00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0.00005 0,00(XK 0,00005 0.0001

8 BENZO(A) ANTHRACENE 0,145 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0.00000725 0.00000725

9 BENZO(QHQPERYLENE 0,022 0.0000011 0,0000011 0.0000011 0.0000011 0,0000011 0.0000011 0.0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011 0,0000011

10 DIBENZO (AH) ANTHRACENE 1.11 0,000111 0,000111 0,000111 0.000111 0,000111 0,000111 0,000111 0,000111 0,000111 0.000111 0,000111 0,000111

11 INDENO(123CD)PYRENE 0,232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0.0000232 0.0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232 0,0000232

12 PYRENE 0,081 0,003985 0,0000041 0.001912 0,0000041 0,00047 0,000591 0.00034 0,000761 0,00051 0,000275 0.0000041 0,003985 '

TOTAL | 0,00423825 0,00020735 0.00211681 0.00020735 0.00067325 0,00079425 0.00054325 0,00096425 0,00071325 0.00047825 | 0.00020735 0.00423825

* N.D. = NON DETERMINE ~ FACTEUR D'EQUIVALENCE SELON KREWSKI

Tableau 18: Point d'échantillonnage no 2 (Delson)

6 2 .

CONCENTRATION MOYENNE DES HAP SUR 24H EN EQUIVALENT TOXIQUE DE BENZO(A)PYRENE (ng/ni3)

NO COMPOSE EQK- JOURNEES D'ECHANTILLONNAGE MINIMUM MAXIMUM

2 3 4 5 6 7 8 9 10 .

1 NAPHTALENE Ni).* - - - • • - . •••

2 FLUORENTHENE . N.D.* - - - - • -

3 CHRYSENE 0,0044 0,00051832 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0.00000176 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0.00051832

4 BENZO(B) FLUORENTHENE 0,14 0,000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0.000007 0,000007 0.000007 0.000007 0.000007

5 BENZO{K) FLUORENTHENE 0,066 0.0000033 0.0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0.0000033 0,0000033 0.0000033

6 BENZO(E)PYRENE 0.004 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002 0.0000002 0,0000002 0,0000002 0,0000002 0.0000002 0.0000002

7 BENZO(A)PYRENE 1 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005' 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005 0,00005

8 BENZO (A)ANTH RACENE 0.145 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0,00000725 0.00000725 0,00000725 0,00000725 0,00000725

9 BENZO(GHQPERYLENE 0,022 0,0000011 0.0000011 0.0000011 0.0000011 0,0000011 6.0000011 0.0000011 0.0000011 0.0000011 0.0000011

10 DIBENZO (AH) ANTHRACENE 1.11 0,000111 0.000111 0.000111 0.000111 0.000111 0.000111 0.000111 0,000111 0.000111 0.000111

11 INDENO(123CD)PYRENE 0532 0.0000232 0,0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232 0.0000232

12 PYRENE 0.081 0.0000041 0.005646 0,000535 0.002835 %

0.002811 0,002471 0,001013 0.0000041 0.0000041 0.005646

TOTAL 0.00072547 0.00584925 0,00073825 0.00303825 0.00301581 0.00267425 0.00121625 0.00020735 0.00020735 0.00584925

* N.D. = NON DETERMINE - FACTEUR D'EQUIVALENCE SELON KREWSKI

Tableau 19: Point d'échantillonnage no 7 (Delson)

6 3 .

Concentration1

fig/m3 R* (I.C. 95 %)•*

70 ans R fl.C. 95 %)

50 ans R (I.C. 95 %)

30 ans R (I.C. 95 %)

15 ans R (I.C. 95 %)

S ans

Référence min. max. moyen

0,00021 0,00148 0,00049

0,98 (0,38-1,79) 6,70 (2,70-12,59) 2,28 (0,90-4,17)

0,70 (0,27-1,28) 4,79 (l;93-8,99) 1,63 (0,64-2,98)

0,42(0,16-0,77) .2,87(1,16-5,40)

0,98(0,39-1,79)

0,21 (0,08-0,38) ï ,44 (0,58-2,70) 0,49 (0,19-0,89)

0,07 (0,03-0,13) 0,48 (0,19-0,90) 0,16(0,06-0,30)

St-Constant min. max. moyen

0,00068 0,01203 0,00547

3,17 (1,24-5,78) 56,09 (21,98-102,32) 25,51 (9,99-46,53)

2,26 (0,89-4,13)= 40,06 (15,70-73,09) 18,22 (7,14-33,24)

1,36 (0,53-2,48) 24,04 (9,42-43,85) 10,93 (4,28-19,94)

0,68 (0,27-1,24) 12,02 (4,71-21.93) 5,47 (2,14-9,97)

0,23 (0,09-0,41) 4,01(1,57-7,31)

^ 1,82 (0,71-3,32)

Delson min. ' max.

moyen

0,00021 0,00585 • 0,00161

0,98 (0,38-1,79) 27,27 (10,69-49,75) 7,55 (2,94-13,72)

0,70 (0,27-1,28) 19;48 (7.64-35,53) 5,39 (2,10-9,80)

0,42(0,16-0,77) 11,69 (4,58-21,32) 3,24 (1,26-5,88)

0,21 (0,08-0,38) 5,84 (2,29-10,66) 1,62 (0,63-2,94)

0,07 (0,03-0,13) 1,95 (0,76-3,55) 0,54(0,21^,98)

a concentration exprimée en BaP-eq * b = 0,74 x 10"2 (/ig/m3)-' : risque estimé (MLE) ** b = 0,29'X •\Q'1'(pgfmi)'\:'\.C. 95 %,'borne inférieure ** b = 1,35 x 10-2 (/tg/m3)"1 : I.C. 95 %, borne supérieure

Tableau 20: Probabilité (estimée sur 100000) de développer le canéer du poumon selon les concentrations mesurées en BaP-eq dans les trois zones

65.

REFERENCES

ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygienists). TLVs: Documentation of Threshold Limit Values, 4th Ed., (1980).

ARMSTRONG, B., TREMBLAY, C., BARRIS, D., THÉRIAULT, G. Lung Cancer and Polynuclear Aromatic Hydrocarbons: Aluminium Production Workers in Arvida, Québec. Am. J. Ep. 139(3): 250-262 (1994).

BOYER, Y. Rapport sur la qualité de l'air à l'usine de la préservation du bois de Delson. Centre de recherches Domtar. Senneville, (1991).

CALABRESE, E-J. et coll. Air toxics and Risk Assessment. Lewis Publishers. Chelsea, Michigan, (1991).

DANN, T. et al. Volatile Organic Compound Measurements in Canadian Urban and Rural Areas: 1989-1990. Environment Canada, Technology Development Branch, (1992).

DANN, T. Measurement of VOC in Canadian Urban Air. Environnement Canada, conférence présentée au 16e congrès annuel de l'APCA, 30 mai 1988.

GIRARD, R.F. et al. Hémopathies graves et exposition aux dérivés chlorés du benzène. J. Med. Lyon, vol. 50, pp 771-773 (1969).

GOSSELIN, R-E. et coll. Clinical Toxicology of Commercial Products. Williams & WUkins. Baltimore, M: 307-311 (1984).

GROSS, R.T. et al. An Hereditary Enzyme Defect in Erythrocyte Metabolism: Glucose-6-Phosphate Dehydrogenase Deficiency. J. Clin Invest, 37: 1176-1184 (1958).

HAGGERTY. Toxic Hazards Naphtalene Poisoning. N.Engl. J. Med, 255: 919-920 (1956).

HEEECKILÀ, P.R. et al. Exposure to Creosote in the Impregnation and Handling of Impregnated Wood. Scan. J. Work Environ Health, 13:431-437 (1987).

HORNUNG, R.W., REED, L.D. Estimation.of Average Concentration in the Presence of Non Detectable Values. Appl. Occup. Environ. Hyg., 5(1):46-51 (1990).

KREWSKI, D.et al. Carcinogenic Risk Assessment of Complex Mixtures. Toxicology and Industrial Health, 5(5): 851-867(1989).

MONENCO AGRA INC. Programme d'échantillonnage d'air ambiant Domtar Inc, Division de la préservation du bois Delson, Québec. Montréal, novembre , 1992. NATIONAL CANCER INSTITUTE OF CANADA. Canadian Cancer Statistics 1992, Toronto, Canada (1992).

66.

ONTARIO MINISTRY OF THE ENVIRONMENT (OME). Summary of Point of Impingement Standards, Ambient Air Quality Criteria (AAQCs), and Approvals Screening Levels (ASLs). Air Resources Branch, August 1992.

PROCTOR, N-H et coll. Chemical Hazards of the Workplace. J.B. Lippincott Company. Philadelphia, pp 367-368(1978).

SANDMEYER, E.E. in: Patty's Industrial Hygiene and Toxicology, 3rd Ed, Volume 2B Toxicology. CLAYTON G-D. & CLAYTON F.E., Ed. John Wiley & Sons. New York, pp 3333-3343 (1981).

SAX, N-I. et coll. Dangerous Properties of Industrial Materials. Volume IE. Van Nostrand Reinhold. New York, pp 2451-2452 (1989).

SHUSTERMAN, D. Critical Review: the Health Significance of Environmental Odor Pollution. Arch Env. Health, Vol. 47, No. I, pp 76-87, Jan/Feb 1992.

SHTIG, M. Handbook of Toxic and Hazardous Chemicals and Carcinogens. Noyes Publications. New Jersey, pp 630-632 (1985).

THORSLUND, T., FARRAR, D. Development of Relative Potency Estimates for PAHs and Hydrocarbon Combustion Product Fractions Compared to Benzo(a) Pyrene and their Use in Carcinogenic Risk Assessments. US-EPA, (1990).

U.S. DEPARTMENT OF HEALTH AND HUMAN SERVICES. Toxicology and Carcinogenesis Studies of Naphthalene in B6C3F| Mice (Inhalation Studies). National Toxicology Program (NTP), April 1992.

US DEPARTMENT OF HEALTH AND HUMAN SERVICES (US-DHHS). Fith Annual Report on Carcinogens, Summary, Public Health Service. National Toxicology Program /NTP/ pp 89-239 (1989).

(US) ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Health and Environmental Effects Profile for Naphthalene. Cincinnati, August 1986.

US-EPA: ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Health Effects Assessment for Benzo(a) Pyrene (BaP). Environmental Criteria and Assessment Office, Cincinnati, EPA 540:1-86/022 (1984).

US-EPA: ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Guidelines for Health Risk Assessment of Chemical Mixtures. Environmental Criteria and Assessment Office, Cincinnati, Fed. Reg. (51): 30014-34025 (1986 b).

US-EPA: ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. The Risk Assessment Guidelines of 1986. Environmental Criteria and Assessment Office, Cincinnati, Fed. Reg. (51) (1987).

VALAES, T. et al. Acute Hemolysis Due to Naphtalene Inhalation. J. Pediat., 63: 904-915 (1963).

ZIEM, G.E. Illness from Chemical "Odors": Is the Health Significance Understood? Arch Env. Health, Vol. 47, No. 1, pp 88-91, Jan/Feb 1992.

P 9336 Ex.2

Jacques, Louis AUTEUR Tremblay, Claude

Carrier, Gaétan Contaminants atmosphériques émis jMFF l 'usine Domtar de Delson: esti mation d es risaues â la sa nté pour le§AT§itc q u a k e r : nants

Biblioliches — 2 7

DATE NUMÉRO DU LECTEUR OATE NUMÉRO

DU LECTEUR

P 9 3 3 6