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Rapport d'évaluation préalable

Dibromure d'éthylène
(1,2-dibromoéthane)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
106-93-4

Environnement Canada
Santé Canada
Juin 2013

(Format PDF - 451 Ko)

Table des matières

Sommaire

Conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du dibromure d'éthylène (1,2-dibromoéthane), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (CAS[1] RN) est 106-93-4. Le 1,2-Dibromoethane a été désigné comme substance d'intérêt prioritaire parce qu'elle satisfait aux critères de persistance et/ou de bioaccumulation et de toxicité intrinsèque des organismes non humains. Cette substance été aussi désignée prioritaire car on considère qu’elle présente un risque d'exposition intermédiaire pour la population canadienne et qu’elle a été classée par des organismes internationaux sur la base de sa cancérogénicité.

On considère que le 1,2-dibromoéthane est principalement d'origine anthropique, bien que sa détection dans l'air marin et l'eau de mer semble indiquer qu'il pourrait se former naturellement par suite de la croissance de macroalgues. Au Canada, le 1,2-dibromoéthane est utilisé uniquement comme capteur de plomb dans l'essence au plomb pour les véhicules de compétition ultraperformants et les avions à moteur à pistons. À l'échelle internationale, voici les différentes utilisations du 1,2-dibromoéthane : fumigeant pour céréales, agent de défense contre les papillons nocturnes dans les ruches, produit de conservation du bois dans l'industrie du bois, activateur de magnésium dans la préparation de réactifs de Grignard, produit chimique intermédiaire dans la production de bromure de vinyle, de plastiques et de latex, et formulation de produits ignifuges, de teintures de polyester, de résines et de cires. Selon une enquête lancée en application de l'article 71 de la LCPE (1999), l'importation de 1,2-dibromoéthane au Canada se situe entre 10 000 et 100 000 kg au cours de l'année civile 2000.

D'après les renseignements disponibles, le 1,2-dibromoéthane ne se dégrade pas rapidement dans l'air et il présente un fort potentiel de transport à grande distance dans ce milieu. De même, il ne se dégrade pas rapidement dans les eaux souterraines. Les faibles valeurs empiriques du facteur de bioconcentration indiquent que le 1,2-dibromoéthane a un potentiel de bioaccumulation limité dans les organismes. Par conséquent, le 1,2­dibromoéthane satisfait aux critères de persistance mais pas au potentiel de bioaccumulation, comme il est indiqué dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. De plus, les données expérimentales sur la toxicité du 1,2-dibromoéthane indiquent que cette substance ne devrait pas provoquer, à de faibles concentrations, d’effets nocifs aigus aux organismes aquatiques.

Au Canada, le 1,2-dibromoéthane fait l'objet d'une surveillance régulière dans l'air ambiant, mais pas dans l'eau, le sol ou les sédiments. La caractérisation des risques au moyen des concentrations d'exposition raisonnables mesurées dans les eaux souterraines et le sol des sites industriels et non industriels, ainsi que les concentrations modélisées des eaux de surface, et les valeurs de toxicité critiques pour les organismes aquatiques et vivant dans le sol indiquent que le 1,2-dibromoéthane présente peu de probabilité de nocivité pour l'environnement.

D'après les informations disponibles sur l'environnement, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64a) ou b) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

La cancérogénicité constitue un effet critique aux fins de la caractérisation des risques d'exposition au 1,2-dibromoéthane pour la santé humaine, étant donné qu'il existe des preuves solides de cancérogénicité de la substance chez les rats et les souris à l'issue de leur exposition par voie orale ou par inhalation. Le 1,2-dibromoéthane s'est également révélé génotoxique dans plusieurs essais in vivo et in vitro. Par conséquent, même si le mode d'induction des tumeurs n'a pas été complètement élucidé, on ne peut pas exclure la possibilité que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe du 1,2-dibromoéthane avec le matériel génétique.

Comme il a été mentionné précédemment, l'utilisation seule du 1,2-dibromoéthane au Canada en tant que capteur de plomb dans l'essence au plomb pour les applications spéciales. On ne prévoit pas d'augmentations des rejets de cette substance dans l'environnement provenant de l'essence au plomb, étant donné que des données récentes laissent entendre que les quantités de ces carburants n'augmentent pas. De nombreuses données de contrôle sur l'air intérieur et extérieur existent pour cette substance. Bien que la substance soit parfois détectée à de très faibles niveaux, elle n'a pas été détectée dans plus de 99 % des échantillons analysés dans de récentes études. Étant donné qu'on n'a relevé aucun produit de consommation contenant du 1,2-dibromoéthane au Canada, l'exposition découlant de l'utilisation de produits de consommation est peu probable.

Sur la base du profil d'utilisation du 1,2-dibromoéthane et du potentiel très limité d'exposition de la population générale, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou  concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

D'après les renseignements disponibles sur les considérations se rapportant à l'environnement et à la santé humaine, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

Puisque cette substance est inscrite sur la Liste intérieure des substances, elle n'est pas l'objet d'une déclaration en vertu du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles(substances chimiques et polymères). Cependant, compte tenu des propriétés dangereuses de cette substance, on craint que de nouvelles activités qui n'ont pas été identifiées ou évaluées en vertu de la LCPE (1999) fassent en sorte que cette substance finisse par répondre aux critères de l'article 64 de la loi. Par conséquent, il est recommandé de modifier la Liste intérieure des substances en vertu du paragraphe 87(3) de la loi, afin d'indiquer que le paragraphe 81(3) s'applique à cette substance. Ainsi, toute nouvelle activité devra être déclarée et faire l'objet d'évaluations des risques pour l'environnement et la santé humaine avant que la substance ne soit importée, fabriquée ou utilisée pour la nouvelle activité.

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Introduction

La présente évaluation préalable a été effectuée conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (LCPE, 1999) (Canada, 1999). Cet article de la Loi exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à des évaluations préalables des substances qui répondent aux critères de catégorisation énoncés au paragraphe 73(1) de la Loiafin de déterminer si elles répondent ou pourraient répondre aux critères énoncés à l'article 64 de la Loi.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance présente ou est susceptible de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine, conformément aux critères énoncés dans l'article 64 de la LCPE (1999). Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.[2] Le 1,2-dibromoéthane portant le numéro 106-93-4 dans le registre du Chemical Abstracts Service, a été désigné comme une substance d'intérêt prioritaire parce qu'elle satisfait aux critères de persistance et/ou de bioaccumulation et de toxicité intrinsèque des organismes non humains, et parce qu'elle qu’elle présente un risque d'exposition intermédiaire pour la population canadienne et qu’elle a été classée par des organismes internationaux sur la base de sa cancérogénicité.

La version de 2004 du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques sous-jacent à une évaluation préalable des effets sur la santé du 1,2-dibromoéthane a été publiée sur le site Web de Santé Canada le 29 novembre 2004 (Santé Canada, 2004). Ledit Rapport a été soumis à un examen externe réalisé par le personnel de Toxicology Advice and Consulting Limited et par V.C. Armstrong (conseiller), afin de garantir le caractère adéquat de la couverture des données et le caractère défendable des conclusions. Les commentaires externes ont été pris en considération dans l'ébauche du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques. L'évaluation préalable des effets sur la santé comprise dans le présent document est une mise à jour du Rapport sur l'état des connaissances scientifiques.

La présente évaluation préalable contient des renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en janvier 2010 pour les sections traitant des aspects écologiques et jusqu'en septembre 2009 pour les sections traitant des effets sur la santé humaine.De plus, des études de surveillance canadiennes, initialement signalées à partir des rapports préliminaires, ont été mises à jour dans le cadre de cette évaluation des rapports basée sur la version finale publiée en 2010, et une autre étude de surveillance canadienne publiée en 2012, a été incluse. De plus, une enquête auprès de l'industrie a été menée en 2001, par l'entremise d'un avis publié dans la Gazette du Canadaconformément à l'article 71 de la LCPE (1999) (Canada, 2001). Cette enquête a permis de recueillie des informations sur la fabrication et l'importation au Canada des substances sélectionnées pour le projet pilote de l'évaluation préalable de substances inscrites sur la Liste intérieure des substances (LIS) (Environnement Canada 2001a). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations des dangers effectués par d'autres instances ont été utilisés. L'évaluation préalable n'est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion.

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données pertinentes à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers pour la santé (obtenus principalement grâce aux évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d'autres organismes, lesquelles ont servi à déterminer le caractère prioritaire des substances). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable.

La présente évaluation préalable finale a été préparée par le personnel des Programmes des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada. Comme il a été mentionné précédemment, le Rapport sur l'état des connaissances scientifiques sous-jacent à une évaluation préalable des effets sur la santé a également été soumis à un examen externe précédemment. Le volet écologique de la présente évaluation a fait l'objet d'une étude scientifique consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers, et les commentaires reçus ont été pris en considération dans la production de ce rapport. Joan Strawson, (Toxicology Excellence for Risk Assessment), Michael Jayjock, Ph. D. (The LifeLine Group) et Susan Griffin, Ph. D. (Environmental Protection Agency des États-Unis) ont fait part de leurs remarques à propos des parties techniques portant sur la santé humaine. Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a été publiée le 16 décembre 2011, et est soumise à une période de commentaires du public de 60 jours et à la formulation de commentaires par l'entremise du programme coopératif de l'évaluation des produits chimiques de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.

Les considérations et renseignements importants qui sous-tendent la présente évaluation sont présentés ci-après.

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Identité de la substance

Les renseignements liés à l'identité du 1,2-dibromoéthane sont présentés dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance – 1,2-dibromoéthane
N° CAS106-93-4
Nom dans la LIS1,2-dibromoéthane
Noms relevés dans les National Chemical Inventories1,2-dibromoéthane (ECL, EINECS)
Éthane, 1,2-dibromo- (AICS, ASIA-PAC, LIS, ENCS, NZIoC, PICCS, SWISS, TSCA)
Dibromure d'éthylène (PICCS)
Autres nomsAadibroom, Bromofume, α,β-Dibromoethane, α,ω-Dibromoethane, Ethylene dibromide,
Groupe chimique (Groupe de la LIS)Produits chimiques organiques définis
Principale classe chimique ou utilisationAlcanes
Principale sous-classe chimiqueAlcanes halogénés
Formule chimiqueC2H4Br2
Structure chimique image1
SMILESC(CBr)Br
Masse moléculaire187,86 g/mol
AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique; no CAS, numéro de registre du Chemical Abstracts Service; LIS (liste intérieure des substances); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NCI (National Chemical Inventories); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SMILES (Simplified Molecular Input Line Entry Specification); SWISS (Liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse) et TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis).
Source : National Chemical Inventories (2006).

Propriétés physiques et chimiques

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Les propriétés physiques et chimiques du 1,2-dibromoéthane sont résumées dans le tableau 2 ci-dessous.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du 1,2-dibromoéthane
Propriété[1]TypeValeur[2]Température
Point de fusion (°C)Expérimental9,9
Point d'ébullition (°C)Expérimental131,6
Pression de vapeur (Pa)Expérimental1493
(11,2 mmHg)
25 °C
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Expérimental65,9
(6,50 × 10−4 atm·m3/mol)
25 °C
Log Koe (sans dimension)Expérimental1,96
Log Kco[3](sans dimension)Estimé1,70 (méthode Koe)
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental391025 °C
kOH (cm3/molécule par seconde)Expérimental2,50 × 10−1325 °C
Abréviations : Koc, coefficient de partage carbone organique-eau; kOH, constante du taux pour la réaction de la phase gazeuse avec des radicaux hydroxyles; Koe, coefficient de partage octanol-eau.
[1] AToutes les propriétés physiques et chimiques proviennent de la base de données PhysProp (PhysProp, 2009) de la Syracuse Research Corporation, sauf mention contraire.
[2] Les valeurs entre parenthèses sont les valeurs originales données dans la base de données.
[3] La valeur estimée a été calculée par le modèle PCKOCWIN (2008).

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Sources

On considère que l'origine du 1,2-dibromoéthane est principalement anthropique, bien que sa détection dans l'air marin et l'eau semble indiquer une formation naturelle possible en conséquence de la croissance de macroalgues (Class et Ballschmiter, 1988). La production commerciale comprend une réaction exotherme de brome liquide et d'éthène gazeux dans une colonne de réacteur en verre remplie d'échangeurs de chaleur spiralés (Gerhartz, 1985). Une synthèse du 1,2-dibromoéthane est également possible en utilisant de l'acétylène (acétylène) et de l'acide bromhydrique comme produits de départ (Budavari et al., 2001).

Selon les réponses obtenues lors d'une enquête publiée en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), des quantités comprises entre 10 000 et 100 000 kg de 1,2-dibromoéthane ont été importées au Canada au cours de l'année civile 2000; la substance a été utilisée comme additif de carburant (Environnement Canada, 2001a). Ces quantités indiquent une importante baisse par rapport aux onze millions de kilogrammes déclarés lors de la période de compilation de la Liste intérieure des substances (de 1984 à 1986).

Par ailleurs, au cours de l'année civile 2000, on a aussi rapporté la fabrication ou l'importation au Canada de 1,2-dibromoéthane, dans le mélange d'un produit à une faible concentration (moins de 1 % poids humide). Toutefois, la quantité totale de 1,2-dibromoéthane dans le produit à une faible concentration (moins de 1 % poids humide) en 2000 était inconnue.

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Utilisations

Selon les réponses obtenues lors d'une enquête publiée en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), le 1,2--dibromoéthane est utilisé uniquement comme capteur de plomb pour empêcher l'accumulation d'oxyde de plomb dans les moteurs qui fonctionnent avec de l'essence au plomb (Environnement Canada, 2001a). L'essence au plomb pour les automobiles a été interdite en 1990, lorsque le Règlement sur l'essence est entré en vigueur en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement(Canada, 1990); ensuite, elle a été progressivement éliminée à l'issue d'une modification du Règlement qui mettait fin à l'exemption relative à l'utilisation de l'essence au plomb dans les machines agricoles, les bateaux et les camions dépassant 3 856 kg en avril 2008. Cette réduction de l'utilisation d'essence au plomb coïncide avec la diminution des volumes d'importation de 1,2-dibromoéthane au Canada à partir de la période de compilation de la Liste intérieure des substances (de 1984 à 1986) jusqu'à l'année civile 2000. À l'heure actuelle, 99,8 % de l'essence utilisée au Canada sont sans plomb (Environnement Canada, 2009a).

Le Règlement sur l'essence ne s'applique pas à l'essence au plomb dans le secteur de l'aviation. En outre, le Règlement permet l'utilisation d'essence au plomb dans les véhicules de compétition (Canada, 2010). L'utilisation d'essence au plomb dans les avions représentait 98 % du total de l'essence au plomb au Canada en 2009, alors que pour les véhicules de compétition ultraperformants, elle représentait 2 % (courriel de la Division du pétrole, du gaz et de l'énergie de remplacement d'Environnement Canada adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juin 2009, source non citée). L'essence au plomb dans le secteur de l'aviation représente un faible pourcentage (environ 1,5 %) du carburant total de la flotte aérienne en Ontario (Patriarche et Campbell, 1999).

Le 1,2-dibromoéthane a été introduit à l'échelle mondiale en tant que fumigeant pour sols et céréales en 1946. Le Canada et les États-Unis ont cessé son utilisation dans les pesticides en 1984, et son utilisation comme pesticide agricole a été interdite par la suite dans les États membres de l'Union européenne et dans de nombreux autres pays (Packer, 1980; PNUE et FAO, 2003; PPDB, 2009). Il existe des preuves selon lesquelles le 1,2-dibromoéthane peut tout de même être appliqué par certains apiculteurs en Grèce pour contrôler les infestations de papillons nocturnes dans les nids d'abeilles (Tananaki et al., 2005 et 2006). En outre, le 1,2-dibromoéthane peut être utilisé comme produit de conservation du bois contre les organismes nuisibles en Australie; par conséquent, des résidus de 1,2-dibromoéthane après l'application peuvent apparaître dans le bois et les produits du bois importés (NPI 2006). Aujourd'hui, le 1,2-dibromoéthane est répertorié en vertu de la procédure du consentement préalable en connaissance de cause de la Convention de Rotterdam (1998), sous l'égide de l'Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture et du Programme des Nations Unies pour l'environnement (PNUE et FAO, 2003).

À l'échelle mondiale, le 1,2-dibromoéthane est principalement utilisé comme produit chimique intermédiaire et solvant industriel. On l'utilise dans l'activation du magnésium pour la préparation de réactifs de Grignard, comme produit chimique intermédiaire dans la production de plastique, de latex et de bromure de vinyle, comme produit ignifuge dans les fibres modacryliques, ainsi que la formulation de teintures de polyester, de résines et de cires (HSDB, 2010; NTP, 2005). Étant donné qu'aucune réaction chimique n'est entièrement efficace, une certaine quantité de 1,2-dibromoéthane peut demeurer dans les articles sous la forme de résidus de fabrication non voulus.

On n'a pas décelé d'utilisation de 1,2-dibromoéthane dans les produits de consommation.

Il ne devrait pas y avoir de trace de 1,2-dibromoéthane dans les produits cosmétiques au Canada, puisqu'il ne figure pas parmi les ingrédients dans la base de données du Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2009). Il n'existe aucun pesticide enregistré qui contient du 1,2-dibromoéthane comme ingrédient actif ou produit de formulation au Canada (ARLA, 2007), et la substance n'est pas répertoriée comme un additif alimentaire autorisé sur les Listes des additifs alimentaires autorisés (Canada, 1978).

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Rejets dans l'environnement

La déclaration du 1,2-dibromoéthane à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP, 2008) est inutile. D'après le programme Toxics Release Inventory des États-Unis, lors de l'année civile 2007, les éliminations ou autres rejets totaux de 1,2-dibromoéthane sur place et hors site se chiffraient à 1 921 kg; ce chiffre se répartit comme suit : 1 686 kg ont été rejetés en tant qu'émissions atmosphériques fugitives, 96 kg sous forme d'émissions atmosphériques de sources ponctuelles, 0,45 kg sous forme de rejets des eaux de surface et 0 kg sous forme d'un épandage (TRI, 2007). Ces renseignements relatifs aux rejets portent à croire que l'air peut également être le principal milieu récepteur des rejets de 1,2-dibromoéthane au Canada.

Le 1,2-dibromoéthane entrera principalement dans l'atmosphère à partir d'émissions fugitives associées à son utilisation comme capteur dans l'essence au plomb, qui transformera les oxydes de plomb en halogénures de plomb (ATSDR, 1992). Une partie du 1,2-dibromoéthane est fractionnée pendant le processus d'évacuation, tandis qu'une autre partie est émise sous sa forme non transformée (PISSC, 1996). Du bromure de méthyle est également émis. L'Environmental Protection Agency aux États-Unis (1999) a estimé que les émissions de 1,2-dibromoéthane provenant de sources mobiles étaient égales à zéro. Par conséquent, les rejets des gaz d'échappement de la substance sont vraisemblablement négligeables, et la plupart des rejets proviennent d'émissions fugitives telles que les déversements, les fuites et l'évaporation des réservoirs contenant de l'essence au plomb. Des pertes par évaporation peuvent également se produire au cours des remplissages et des transferts. D'après le rapport de 1999 intitulé Inventory of Toxic Air Emissionspour les États des Grands Lacs et la province de l'Ontario (Great Lakes Commission, 2002), les rejets de 1,2-dibromoéthane ont été estimés à 10,69 livres par année (4,86 kg) pour les sources ponctuelles (appareil/processus déterminé séparément à chaque installation) et à 13,34 livres par année (6,06 kg) pour les sources étendues (regroupement des appareils ou processus semblables ou identiques au sein d'une zone définie), soit un total de 24,03 livres (10,92 kg) rejetées en 1999. On n'a recensé aucune autre information sur les rejets anthropiques de 1,2-dibromoéthane au Canada.

En outre, le 1,2-dibromoéthane semble se former naturellement par la croissance des microalgues et la substance a été décelée dans les eaux océaniques et l'air (IRIS, 2002). Laturnus (1996) mentionne que les macroalgues brunes, rouges et vertes de l'Arctique rejettent des composés organiques halogénés volatils incluant le 1,2-dibromoéthane. L'étendue de la contribution de ces sources naturelles aux émissions mondiales est inconnue. Classe et Ballschmiter (1988) ont trouvé des concentrations de base de 1,2-dibromoéthane dans l'air (20 ng/m3) et dans les eaux marines (0,02 ng/L) prélevées dans des aires ouvertes de l'océan Atlantique Nord et Sud. La source du composé pourrait être la production naturelle par les algues et les émissions anthropiques.

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Devenir dans l'environnement

L'analyse du devenir dans l'environnement intègre les données sur le comportement chimique de la substance et les propriétés du milieu récepteur. Elle a pour but de déterminer la répartition de la substance entre plusieurs milieux après son rejet dans l'environnement. Cette analyse comprend la prise en compte de la persistance et de la bioaccumulation de la substance dans l'environnement.

D'après les propriétés physiques et chimiques du 1,2-dibromoéthane (tableau 2), les résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (tableau 3) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans l'air, l'eau et le sol, selon le milieu où elle est rejetée.

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)
Substance rejetée dans :Pourcentage de la substance répartie dans chaque milieu
AirEauSolSédiments
l'air (100 %)93,75,280,900,072
l'eau (100 %)13,785,90,1410,327
le sol (100 %)14,46,54790,025

Si la substance est rejetée dans l'air, une partie importante devrait demeurer dans l'air (voir le tableau 3 ci-dessus). Selon la pression de vapeur élevée de 1493 Pa et la constante modérée de 65,86 Pa ·m3/mol de la loi Henry, le 1,2-dibromoéthane est volatil. Par conséquent, si la substance est rejetée uniquement dans l'air, elle aura tendance à demeurer dans ce milieu (environ 94 %, voir le tableau 3).

S'il est rejeté dans l'eau, le 1,2-dibromoéthane devrait fortement s'adsorber aux solides en suspension et aux sédiments d'après sa faible valeur du log Kco, soit environ 1,70. La volatilisation à partir de la surface de l'eau devrait être un processus modéré de son devenir d'après la valeur expérimentale de la constante de la loi de Henry. Par conséquent, si l'eau était le milieu récepteur, le 1,2-dibromoéthane devrait surtout demeurer dans l'eau et se répartir dans une certaine mesure dans l'air (voir le tableau 3).

S'il est rejeté dans le sol, le 1,2-dibromoéthane devrait avoir une capacité d'adsorption modérée dans le sol et il devrait être relativement mobile d'après la valeur estimée du logco. La volatilisation à partir des surfaces de sol humides serait un processus modéré dans le devenir de ces substances d'après la valeur expérimentale de la constante de la loi de Henry. En raison de sa pression de vapeur élevée, la substance pourrait cependant se volatiliser à partir des surfaces de sol sèches. Par conséquent, s'il est rejeté dans le sol, le 1,2-dibromoéthane demeurera principalement dans ce milieu et se répartira également dans l'eau et l'air, comme le montrent les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (voir le tableau 3).

Ces résultats représentent la répartition de la substance dans un environnement d'évaluation hypothétique découlant d'une répartition intermédiaire, ainsi que la perte tant par les processus de transport d'advection (à l'extérieur du milieu modélisé) que de dégradation ou de transformation. Les valeurs de répartition présentées dans le tableau 3 représentent les effets nets de ces processus dans des conditions de rejets continus lorsqu'un « état stable » hors de l'équilibre est atteint.

En outre, la version 3 du modèle de transport et de persistance de niveau III (TaPL3, 2000) a été utilisée pour estimer la distance de transport caractéristique (DTC) pour le 1,2-dibromoéthane dans l'air, définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. La DTC de la substance était de 51 022 km. En outre, Beyer et al.(2000) ont défini trois catégories pour l'estimation du potentiel de transport à grande distance selon la distance de transport atmosphérique : la catégorie 1 (DTC longue) englobe les distances supérieures à 2 000 km; la catégorie 2 (DTC intermédiaire), celles de 700 à 2 000 km; et la catégorie 3 (DTC courte) vise les distances inférieures à 700 km.  Par conséquent, le 1,2-dibromoéthane relève de la première catégorie et on considère qu'il a un potentiel élevé de transport à grande distance dans l'air.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Le 1,2-dibromoéthane se dégrade très lentement dans l'atmosphère. Il se dégrade à la suite d'une réaction avec les radicaux hydroxyles produits photochimiquement, avec une demi-vie de 64 à 69 jours (IUCLID, 2000). Sa demi-vie de 138 jours a été calculée par Qiu et al. (1992) dans la troposphère. D'après Howard et al. (1991), la demi-vie par photo-oxydation dans l'air se situe entre 10,7 et 107 jours.

Il s'est avéré que le 1,2-dibromoéthane se dégradait à la fois par voie aérobie et anaérobie (ATSDR, 1992; Falta et al., 2005). Dans les eaux de surface, le processus d'élimination principal du 1,2-dibromoéthane est la volatilisation, avec une demi-vie allant d'un à cinq jours (IUCLID, 2000), jusqu'à une durée maximale de 16 jours (ATSDR, 1992). Le 1,2-dibromoéthane ne devrait pas se volatiliser facilement à partir de l'eau; toutefois, il peut s'évaporer à partir de l'essence en phase libre (Falta et al., 2005). Le 1,2-dibromoéthane subit une faible dégradation par photolyse directe dans l'eau, comme l'a montré la demi-vie supérieure à un an (IUCLID, 2000).

Dans les eaux souterraines où la volatilisation n'est pas possible, les études ont montré que le 1,2­dibromoéthane peut persister pendant des années (Pignatello et Cohen, 1990). Dans les eaux souterraines en Floride, on a déterminé que la substance avait une demi-vie d'un an et demi à deux ans à 22 ºC (Weintraub et al., 1986). En outre, le 1,2-dibromoéthane a tendance à être mobile dans les eaux souterraines en raison de son faible coefficient de partage octanol-eau (Falta et al., 2005). L'hydrolyse est le principal mode de dégradation, ce qui donne de l'éthylène glycol et de l'ion bromure (Weintraub et al., 1986). En laboratoire, Vogel et Reinhard (1986) ont estimé pour la substance une demi-vie par hydrolyse de deux ans et demie dans l'eau à 25 °C et à un pH de 7. On déclare les demi-vies comprises entre 354 jours et 13,2 ans pour le milieu aquatique dans l'IUCLID (2000). Finalement, Howard et al. (1991) ont déclaré un intervalle de demi-vie de 28 à 180 jours pour les eaux de surface et de 19,6 à 120 jours pour les eaux souterraines. Ces valeurs sont plus inférieures à celles des autres sources, peut-être en raison de l'influence de la dégradation biotique en plus de la dégradation abiotique. En raison de sa stabilité hydrolytique et en raison de l'activité biologique limitée dans les sols souterrains, le 1,2-dibromoéthane infiltré dans les eaux souterraines devrait persister pendant plusieurs années (ATSDR, 1992). Les incertitudes relatives au mécanisme et aux taux de la dégradation biotique et abiotique constituent un défi pour la compréhension du devenir des sols souterrains et du transport de cette substance (Falta et al., 2005).

Dans les sols, le 1,2-dibromoéthane est utilisé comme fumigeant, et la majeure partie de la substance devrait rapidement se dissiper dans l'atmosphère par volatilisation et s'infiltrer dans les eaux de surface et les eaux souterraines (PISSC, 1996). D'après les résultats d'une étude sur la biodégradation du 1,2-dibromoéthane par les micro-organismes vivant dans les sols, la substance était presque entièrement dégradée dans un délai d'une semaine; toutefois, une petite fraction peut persister dans la terre végétale pendant une période pouvant aller jusqu'à plusieurs années (Pignatello, 1986). Cela peut être dû au fait que la substance pourrait réagir avec des groupes nucléophiles O ou S sur la matière organique du sol, en créant une liaison covalente. D'après Walton et al. (1989), les demi-vies de dégradation sont de 3,1 et 1,9 jours dans le loam limoneux et le loam sablonneux, respectivement.

Une répartition dans les sédiments ne devrait pas constituer un processus important dans l'environnement en raison du faible potentiel de sorption, de la forte pression de vapeur et de l'hydrosolubilité élevée du 1,2-dibromoéthane. Ces caractéristiques ont été démontrées par les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III, où la proportion de la substance dans les sédiments à l'état d'équilibre est très faible (0,1 %). Pour ces raisons, la persistance de la substance dans les sédiments n'a pas été évaluée.

D'après les données empiriques disponibles et les valeurs calculées, le 1,2-dibromoéthane répond aux critères de persistance dans l'air (demi-vie dans l'air supérieure ou égale à deux jours) et dans l'eau (demi-vies dans l'eau supérieures ou égales à 182 jours), mais il ne répond pas à ceux dans le sol (demi-vie dans le sol égale ou supérieure à 182 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Une valeur expérimentale du log Koe de 1,96 pour le 1,2-dibromoéthane semble indiquer que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote (voir le tableau 2).

La documentation contient des données sur le facteur de bioconcentration (FBC), mais on n'a recensé aucune donnée sur le facteur de bioaccumulation (FBA) pour le 1,2-dibromoéthane. Les valeurs du FBC pour cette substance varient de entre moins de un et 20. Deux études clés sont présentées ci-après.

On a trouvé une valeur moyenne de FBC de 2,7 pour un nématode, Aphelenchus avenae (Marks et al., 1968). Les individus ont été exposés pendant 30 minutes à 4 °C et 20 °C aux trois concentrations de 1,2-dibromoéthane qui suivent : 488, 996 et 1 991 mg/L. Les auteurs ont également relevé des valeurs de FBC de 6, 9 et 20 pour d'autres espèces de nématodes : Pellodera sp., Tylenchulus semipenetrans et Anguina tritici, respectivement. La carpe (Cyprinus carpio) exposée à une solution aqueuse contenant du 1,2-dibromoéthane à 15 et 150 mg/L présentait des valeurs de FBC allant de moins de 3,5 à 14,9 et de 1,6 à 3,2, respectivement (CITI 1992). Ces faibles valeurs du FBC indiquent que le 1,2-dibromoéthane ne fait pas l'objet d'une bioconcentration dans une grande mesure dans les organismes. Par conséquent, il ne devrait pas y avoir de risque de bioaccumulation du composé dans les organismes ni de bioamplification dans les chaînes alimentaires.

D'après les données empiriques disponibles, le 1,2-dibromoéthane ne répond pas aux critères de bioaccumulation (FBC et FBA supérieurs ou égaux à 5 000) énoncés Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Une valeur expérimentale du log Koe de 1,96 pour le 1,2-dibromoéthane semble indiquer que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote (voir le tableau 2).

La documentation contient des données sur le facteur de bioconcentration (FBC), mais on n'a recensé aucune donnée sur le facteur de bioaccumulation (FBA) pour le 1,2-dibromoéthane. Les valeurs du FBC pour cette substance varient de entre moins de un et 20. Deux études clés sont présentées ci-après.

On a trouvé une valeur moyenne de FBC de 2,7 pour un nématode, Aphelenchus avenae (Marks et al., 1968). Les individus ont été exposés pendant 30 minutes à 4 °C et 20 °C aux trois concentrations de 1,2-dibromoéthane qui suivent : 488, 996 et 1 991 mg/L. Les auteurs ont également relevé des valeurs de FBC de 6, 9 et 20 pour d'autres espèces de nématodes : Pellodera sp., Tylenchulus semipenetrans et Anguina tritici, respectivement. La carpe (Cyprinus carpio) exposée à une solution aqueuse contenant du 1,2-dibromoéthane à 15 et 150 µg/L présentait des valeurs de FBC allant de moins de 3,5 à 14,9 et de 1,6 à 3,2, respectivement (CITI 1992). Ces faibles valeurs du FBC indiquent que le 1,2-dibromoéthane ne fait pas l'objet d'une bioconcentration dans une grande mesure dans les organismes. Par conséquent, il ne devrait pas y avoir de risque de bioaccumulation du composé dans les organismes ni de bioamplification dans les chaînes alimentaires.

D'après les données empiriques disponibles, le 1,2-dibromoéthane ne répond pas aux critères de bioaccumulation (FBC et FBA supérieurs ou égaux à 5 000) énoncés Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation de l'exposition de l'environnement

On a détecté du 1,2-dibromoéthane dibromoéthane dans l'air ambiant, les sols, les eaux souterraines et les aliments (ATSDR, 1992). Des concentrations environnementales ont été signalées fréquemment aux États-Unis, mais les données canadiennes sont limitées. Lorsqu'elles étaient disponibles, les concentrations de fond dans l'environnement au Canada ont été utilisées dans la détermination des concentrations environnementales estimées (CEE) aux fins de la caractérisation des risques écologiques. Si aucune donnée canadienne récente n'était disponible, des modèles de prévision ont été utilisés. Il convient de souligner que bon nombre des concentrations déclarées dans cette section ont été mesurées dans les années 1970 et 1980, lorsque le 1,2-dibromoéthane était largement utilisé. Comme il n'est plus beaucoup utilisé, ce point a été pris en considération lors de la sélection des concentrations environnementales à utiliser en tant que concentrations environnementales estimatives. Les détails des concentrations environnementales mesurées et prévues de 1,2-dibromoéthane sont résumés aux annexes 2 à 6.

Au Canada, le 1,2-dibromoéthane est systématiquement contrôlé dans l'air, mais pas dans l'eau, le sol ou les sédiments. Le taux d'émanation dans l'air au Canada pour les années 2004 à 2009 indiquait une concentration maximale de 60 ng/m3 (Environnement Canada, 2009b), une baisse par rapport au niveau maximal mesuré précédemment, soit 143 ng/m3 en 2002 (Environnement Canada, 2004). De plus, le modèle SCREEN 3 (SCREEN 3, 1995) a permis d'estimer une valeur prudente de la concentration atmosphérique de 1,2-dibromoéthane; la valeur obtenue était de 377,4 ng/m3 (voir l'annexe 2). Cette valeur modélisée plus prudente a été choisie comme la concentration environnementale estimée (CEE) pour l'air.

Pour les eaux de surface, le modèle de prévision ChemSim est un modèle d'estimation d'exposition aquatique basé sur un système d'information géographique conçu pour estimer la dispersion et le transport des substances rejetées dans les cours d'eau. Le modèle ChemSim regroupe les quantités de rejet estimées et l'information concernant les cours d'eau récepteurs pour estimer les valeurs d'exposition aquatique (voir l'annexe 4). Les hypothèses suivantes ont été utilisées :

La seule mesure déclarée pour les eaux souterraines au Canada est 5,0 µg/L (Environnement Canada, 2001b).

Pour les sols, la plus forte concentration au Canada a été relevée à une profondeur de trois mètres (voir l'annexe 6). Toutefois, cette concentration n'a pas été utilisée comme concentration environnementale estimée (CEE), car la couche inférieure superficielle du sol est la zone la plus représentative où vivent les invertébrés du sol. Par conséquent, on a utilisé la concentration relevée dans le sol, à savoir 8 × 10−2 mg/kg poids sec, mesurée à la surface du sol entre 0,2 et 0,76 mètres de profondeur (Environnement Canada, 2001b).

Évaluation des effets sur l'environnement

Plusieurs études portant sur la toxicité aiguë et chronique du 1,2-dibromoéthane chez les poissons, les invertébrés aquatiques et du sol ainsi que les micro-organismes ont été définies et examinées d'un œil critique. Les études ayant obtenu les résultats les plus sensibles et fiables sont présentées ci-après. On a choisi les valeurs pertinentes de la concentration létale médiane (CL50) en tant que valeurs critiques de toxicité (VCT) aux fins de la caractérisation des risques pour l'environnement.

La toxicité chronique du 1,2-dibromoéthane a été évaluée chez la mouche des fruits Drosophila melanogaster (Chroust et al., 2007). Les mouches à fruits, conservées dans des bouteilles en verre, ont été exposées à du 1,2-dibromoéthane par inhalation pendant 48 heures pour provoquer des effets chroniques. Un chromatographe en phase gazeuse a contrôlé la concentration ambiante de la substance dans les bouteilles expérimentales toutes les douze heures; toutefois, ces mesures n'ont pas été fournies. Au lieu de cela, les valeurs de CL50 découlant de l'exposition ont été exprimées en µg/L. Pour cette raison, la valeur CL50 pour la Drosophila melanogaster n'a pas pu être utilisée dans l'évaluation des risques environnementaux sachant que le quotient de risque (QR) n'a pas pu être calculé pour ce scénario d'exposition.

Holcombe et al. (1995) ont dirigé un essai de toxicité aiguë à renouvellement continu de 96 heures sur des larves de medaka (Oryzias latipes). On a mesuré les concentrations de 1,2-dibromoéthane tout au long de l'expérience. La CL50 mesurée sur 96 heures était de 32,1 mg/L.

La cancérogénicité de la substance par rapport aux mêmes espèces a fait l'objet d'une étude menée par Hawkins et al. (1998). Les alevins ont été exposés de façon chronique à trois concentrations dans un système à renouvellement continu pendant 73 à 97 jours. Les concentrations mesurées dans l'eau chez les groupes exposés à des concentrations faibles, intermédiaires et élevées étaient de 0,13 mg/L, 6,20 mg/L et 18,58 mg/L, respectivement. Des échantillons ont été prélevés en vue d'effectuer un examen histologique à 24, 36 et 58 semaines à partir du début des essais. Le 1,2-dibromoéthane était clairement cancérogène pour le medaka chez les groupes exposés à des concentrations intermédiaires et élevées; la substance a provoqué (i) des adénomes et des carcinomes hépatocellulaires, (ii) des cholangiomes, (iii) des cholangiocarcinomes, et (iv) des adénomes et des adénocarcinomes papillaires de la vésicule biliaire.

Les auteurs ont également évalué les effets toxiques pendant une période d'exposition d'environ 90 jours, en observant la mortalité, la fécondité, les embryons viables, les éclosions, la survie des alevins et les embryons anormaux (Hawkins et al.,1998). Les réactions toxiques variées et les tendances n'étaient pas associées aux taux de concentrations de 1,2-dibromoéthane dans les solutions de test. Pour la valeur totale de survie et de fécondité (mesurée par le nombre total d'œufs viables produits pendant une période de collecte de 23 jours), le groupe de concentration intermédiaire a démontré un taux de survie inférieur (46 % de mortalité) et un taux de fécondité inférieur (0 %) au groupe de faible concentration (0,3 % de mortalité et 59 % de fécondité) et au groupe de concentration élevée (1,1 % de mortalité et 2 % de fécondité). Le taux de survie des alevins était beaucoup plus bas dans le groupe à faible concentration (43 %) que dans les groupes témoins (91,9 % pour le contrôle statique et 84,2 % pour le contrôle continu), tandis que les données n'étaient pas disponibles pour les groupes exposés à des concentrations intermédiaires et élevées. Pour une grande partie des embryons anormaux, le groupe à faible concentration a démontré une incidence plus élevée (6,8 %) que les deux groupes témoins. Cependant, aucunes données n'étaient disponibles pour les groupes exposés à des concentrations intermédiaires et élevées.

D'après l'observation de l'étude, le groupe témoin continu n'a pas démontré beaucoup plus d'effet toxique que le contrôle statique, et 0,034 mg/L a été considéré comme concentration sans effet observé (CSEO). Le niveau d'exposition suivant, soit 0,133 mg/L utilisé dans le groupe de concentration faible, a donc été considéré comme une concentration minimale avec effet observé (CMEO). La concentration maximale acceptable de toxiques (CMAT) résultante, c.-à-d. la concentration située entre la concentration la plus élevée sans effet et la concentration la plus élevée suivante avec effet toxique comparativement aux groupes de contrôle, était de 0,067 mg/L, calculée comme une moyenne géométrique entre la CSEO et la CMEO dans l'étude.

Kszos et al. (2003) ont évalué la toxicité aiguë du 1,2-dibromoéthane sur trois espèces : des larves de tête-de-boule (Pimephales promelas), de Daphnia magna et de Ceriodaphnia dubia dans un système fermé statique. Les concentrations de 1,2-dibromoéthane ont été contrôlées lors des expériences. La CL50 après 48 heures pour la C. dubia était de 3,61 mg/L, et on a fait état d'une valeur de 6,5 mg/L pour la D. magna. La CL50 après 96 heures pour la tête-de-boule était de 4,30 mg/L.

Des données fiables sur les algues aquatiques n'ont pas été identifiées.

On n'a pas recensé de données fiables sur la toxicité aiguë ou chronique pour les organismes du sol. Dès lors, on a utilisé un modèle de relations quantitatives structure-activité (RQSA) pour estimer une valeur de CL50 à 14 jours de 330 mg/L pour le lombric (ECOSAR, 2008).

On n'a recensé aucune étude pour les organismes benthiques. Si ce type d'étude avait été disponible, il n'aurait pas été pertinent pour la présente évaluation, car le 1,2-dibromoéthane est peu susceptible de se répartir dans les sédiments.

On n'a recensé aucune étude écologique pour les espèces sauvages terrestres.

Des études en laboratoire sur les mammifères ont été effectuées avec le 1,2-dibromoéthane; elles avaient pour but d'évaluer le potentiel des répercussions de la substance sur la santé humaine. Les données pertinentes obtenues grâce à ces études sont présentées à la section « Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine » de la présente évaluation préalable.

Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche suivie dans la caractérisation des risques écologiques consiste à examiner les différentes pièces justificatives et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve. On a accordé une attention particulière à l'analyse des quotients de risque, à la persistance, à la toxicité intrinsèque et au réalisme environnemental du scénario d'exposition retenu pour déterminer la concentration environnementale estimée (CEE) et la présence générale dans l'environnement. Des organismes paramètres ont été choisis en fonction de l'analyse des voies d'exposition. Pour chaque paramètre, des valeurs prudentes sont estimées pour la concentration environnementale estimée (CEE) (la pire éventualité raisonnable) et la concentration estimée sans effet (CESE). On obtient la CESE en choisissant la plus faible valeur critique de toxicité pour les organismes pertinents et en la divisant par un facteur d'application pertinent au point de données. Un quotient de risque (CEE/CESE) est calculé pour chacun des organismes paramètres afin de déterminer s'il existe un risque écologique potentiel au Canada. Un résumé des données utilisées dans la caractérisation des risques pour l'environnement du 1,2-dibromoéthane est présenté dans le tableau 4.

Les paramètres d'évaluation ont été évalués dans quelques scénarios d'exposition différents. Des valeurs critiques de toxicité ont été choisies pour les paramètres les plus sensibles à partir d'organismes pélagiques (aquatiques) et d'organismes du sol. Ces valeurs ont été choisies à titre de valeurs les plus faibles dans la documentation examinée avec un œil critique pour chaque groupe d'organismes. Pour les organismes pélagiques, on a utilisé des données de toxicité aiguë et chronique. Étant donné qu'on n'a relevé aucune donnée fiable sur la toxicité aiguë ou chronique pour les organismes du sol, une valeur modélisée a été choisie pour le milieu aquatique. Aucune étude n'a été recensée pour les organismes benthiques, et ils ne sont pas étudiés davantage dans cette évaluation. Les valeurs critiques de toxicité pour chaque groupe d'organismes sont présentées dans le tableau 4 ci-dessous.

Tableau 4. Résumé des données utilisées dans la caractérisation des risques du 1,2-dibromoéthane
Critère d'évaluationOrganismeVCTFacteur d'applicationCESECEEQuotient de risque (CEE/CESE)
Organismes pélagiques (reproduction)Medaka (Oryzias latipes)67 µg/L (chronique)[a]106,7 µg/L5,0 µg/L (eaux souterraines, voir l'annexe 4)0,75
2-3 µg/L[b] (eaux de surface, voir l’Annexe 4)0,30 à 0,45[b]
Organismes du sol (mortalité)Ver de terre
(valeur modélisée)
329,75 mg/kg poids sec pour le sol[c]1003,3 mg/kg poids sec pour le sol8 × 10−2 mg/kg poids sec (site industriel, voir l'annexe 6)2,4 × 10-2
3,9 × 10−4 mg/kg poids sec
(site non industriel, voir l'annexe 6)
1,2 × 10−4
[a] Hawkins et al., 1998.
[b] Valeurs basées sur des simulations du modèle ChemSim (2003) avec des scénarios réalistes : le montant total déclaré est divisé entre huit installations. Concentrations et quotients de risque calculés à une distance de 50 mètres en aval du point de rejet, avec un débit de 10 % et avec ou sans élimination d'une usine d'épuration des eaux usées. À une distance de dix mètres par rapport au point de rejet, les quotients de risque sont toujours inférieurs à un.
[c] La VCT pour les organismes de sol a été calculée en utilisant une valeur CL50 modélisée de 329,75 mg/L pour le lombric (ECOSAR 2008) avec l'application de l'équation du partage à l'équilibre (PEq) (Environnement Canada 1996), comme suit : VCTs = VCTi × foc × Koc où :VCTi = valeur critique de toxicit é pour les invertébrés (329,75 mg/L)
fco = fraction massique de carbone organique en phase solide (0,02 valeur par défaut pour le sol)
Kco = coefficient de partage carbone organique-eau (101,7 = 50, log Kco = 1,70, tableau 2, 101,7 = 50 est une moyenne par rapport au tableau 2)

Pour les organismes pélagiques, le medaka japonais (Oryzias latipes) était le plus sensible au 1,2­dibromoéthane, avec une concentration maximale tolérable et acceptable de 67 µg/L pour les effets chroniques (reproduction). Cette valeur a été choisie en tant que valeur critique toxique (VCT). Elle pourrait s'avérer la plus représentative et réaliste du seuil auquel les effets chroniques pourraient se produire. La VCT a été divisée par un facteur de 10 pour tenir compte de l'extrapolation des conditions en laboratoire aux conditions sur le terrain et les variations de sensibilité intraspécifiques et interspécifiques, ce qui a donné la concentration estimée sans effet (CESE) de 6,7 µg/L.

Aux fins de la caractérisation du risque pour les organismes pélagiques, les valeurs de CEE ont été sélectionnées pour représenter l'exposition par les eaux de surface et les eaux souterraines. Pour les eaux de surface, on a utilisé comme CEE les valeurs les plus faibles prévues par la simulation du modèle ChemSim (ChemSim, 2003) à l'aide d'un scénario de rejet à une source ponctuelle. Pour les eaux souterraines, on suppose que les eaux souterraines contaminées vont alimenter les eaux de surface; par conséquent, les effets potentiels sont examinés au moyen des espèces pélagiques. Par conséquent, on a utilisé comme CEE la concentration de 5,0 µg/L mesurée dans les eaux souterraines afin d'estimer le risque potentiel de l'infiltration des eaux souterraines contaminées dans les eaux de surface.

Par conséquent, le quotient de risque (QR), (CEE/CESE), pour les organismes pélagiques exposés à l'infiltration des eaux souterraines contaminées est de 5,0 µg/L/6,7 µg/L = 0,75. Par conséquent, on en conclut que les eaux souterraines contaminées par du 1,2-dibromoéthane qui sont rejetées dans les eaux de surface sont peu susceptibles de causer des effets nocifs directs sur les populations d'organismes pélagiques au Canada.

Outre les quotients de risque calculés précédemment pour les organismes pélagiques, on a effectué des simulations avec le modèle ChemSim afin d'estimer la distance en aval du point de rejet où le 1,2-dibromoéthane dépasse le seuil de toxicité aiguë et chronique.Ces simulations ont pris en compte trois estimations de débit (10e, 25e et 50e centile) et deux taux de charge (0,1 % avec ou sans élimination d'une usine d'épuration des eaux usées), comme l'indique le tableau 5 ci-dessous. On calcule le taux de charge de 0,1 % comme 1 % du rejet total multiplié par la proportion des rejets dans les eaux de surface (10 %).

Afin de vérifier les répercussions des effets toxiques aigus du 1,2-dibromoéthane, on a utilisé la plus faible valeur de toxicité aiguë admissible lors de ces simulations. Kszos et al. (2003) ont déterminé une CL50 sur 48 heures de 3,61 mg/L pour le Ceriodaphnia dubia. Un facteur d'application de 10 a été utilisé pour tenir compte de la variabilité de l'espèce, ce qui donne un seuil pour les effets aigus de 0,361 mg/L. Ce seuil de toxicité aiguë n'est jamais dépassé le long de l'axe du panache, et ce dans aucun des scénarios, pour plus de cinq mètres en aval du point de rejet.

Pour les effets chroniques, on a utilisé la CESE pour les organismes pélagiques (6,7 µg/L). Sept simulations ont été exécutées (tableau 5). Le scénario plus prudent (scénario 1) a donné lieu à une situation où le seuil de toxicité chronique est dépassé à concurrence de maximum 755 mètres à partir de la source le long de l'axe du panache. Cependant, on considère qu'il est très peu probable que cette situation se produise en raison de la combinaison d'hypothèses de la pire éventualité, c'est-à-dire les rejets dans une petite rivière, un débit faible (10e centile) et la totalité de la substance utilisée dans une installation. Pour obtenir des scénarios plus réalistes (moins conservateurs, ou protecteurs), ce seuil n'est pas dépassé à concurrence de plus de 100 mètres en aval du point de rejet. On pense que les scénarios 6 et 7 représentent les rejets de la pire éventualité les plus probables avec des conditions de faible débit. Pour ces derniers, les concentrations de 1,2-dibromoéthane à une distance de 50 mètres à partir du point d'émission sont 3 et 2 m g/L, respectivement. Les quotients de risque (QR), calculés en tant que CEE/CESE, pour les organismes pélagiques exposés aux eaux de surface sont donc de 3 mg/L/6,7  mg/L = 0,45 et 2 mg/L / 6,7  mg/L = 0,30, respectivement. Même à dix mètres à partir du point de rejet, les quotients de risque ne dépassent pas 1. Par conséquent, les répercussions semblent très limitées.

Tableau 5. Résultats de la modélisation ChemSim pour la distance en aval à partir du point de décharge où le CESE de 1,2-dibromoéthane est dépassé le long de l'axe du panache
SérieCentile du débitQuantité rejetée
divisée entre les huit installations
Élimination de l'usine d'épuration des eaux uséesRejet
(kg/jour)
CESE
dépassée
(m)
110nonnon0,075755
210nonoui0,057453
325nonnon0,075101
425nonoui0,05753
550nonnon0,07513
610ouinon0,00948
710ouioui0,00715

Pour les organismes du sol, on a choisi la valeur modélisée de la CL50 de 329,75 mg/L pour le lombric (ECOSAR, 2008) comme valeur critique de toxicité (en appliquant l'équation du partage à l'équilibre pour tenir compte de la conversion des unités de mg/L à mg/kg poids sec pour le sol), étant donné qu'on n'a recensé aucune donnée fiable sur la toxicité aiguë ou chronique. On a obtenu une concentration estimée sans effet (CESE) de 3,3 mg/kg poids sec en divisant la valeur critique de toxicité par un facteur de 10 pour tenir compte des variations de sensibilité intraspécifiques et interspécifiques et par un facteur supplémentaire de 10 pour extrapoler une valeur modélisée et obtenir ainsi une valeur empirique.

Deux valeurs de CEE sont utilisées pour caractériser le risque pour les organismes du sol : une valeur représentant des sites industriels à 8 × 10-2 mg/kg poids sec et une valeur pour les zones en dehors des sites non industriels à 3,9 × 10-4 mg/kg poids sec.

Les quotients de risque calculés sont 2,4 × 10-2pour les sites industriels et 1,2 × 10-4 pour les zones non industrielles. Par conséquent, il est proposé de conclure, d'après les concentrations maximales mesurées dans le sol sur les sites industriels (en tant que scénario de la pire éventualité) et les sites non industriels, que le 1,2-dibromoéthane n'est pas susceptible de causer des effets nocifs directs sur les organismes du sol au Canada. De plus, d'après un rapport sur les conditions environnementales dans une usine de produits chimiques située en Ontario (Environnement Canada, 2001b), il n'y a aucune preuve de contamination des eaux souterraines, qu'elles soient peu profondes ou plus profondes, dans les puits de surveillance situés à la périphérie de la principale usine de produits chimiques.

En résumé, l'analyse du quotient de risque révèle que le 1,2-dibromoéthane rejeté dans l'environnement au Canada est peu susceptible de causer des effets nocifs pour les organismes pélagiques et du sol.

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

On utilise le 1,2-dibromoéthane comme capteur de plomb des agents antidétonants présents dans l'essence au plomb qui est encore utilisée au Canada pour certains buts précis, à savoir dans les avions à moteurs à pistons et les véhicules de compétition. Compte tenu de ses propriétés et des mesures empiriques, le 1,2-dibromoéthane devrait se retrouver dans l'air, l'eau et le sol, mais pas dans les sédiments. Il s'est avéré que cette substance était persistante dans l'air et l'eau et qu'elle comporte un fort potentiel de transport à grande distance dans l'air. Elle n'est pas bioaccumulable. Le niveau de confiance accordé aux conclusions de cette évaluation est élevé. Toutefois, il existe quelques incertitudes qui ont des répercussions sur cette évaluation.

À défaut de valeurs mesurées pour les rejets de 1,2-dibromoéthane autres que pour l'air, les proportions ont dû être estimées en tenant compte des utilisations et de la composition chimique de la substance. L'estimation de la proportion des rejets dans les eaux de surface (10 %) a été utilisée pour les simulations avec le logiciel ChemSim.

En ce qui concerne la toxicité du sol, on n'a recensé aucune donnée empirique fiable. En l'absence de données empiriques, une valeur modélisée de relations quantitatives structure-activité (RQSA) a été prise en compte. En raison de ces incertitudes, des hypothèses prudentes ont été émises et des facteurs d'application élevés ont été utilisés.

On n'a trouvé aucune donnée de surveillance relative au 1,2-dibromoéthane pour le sol et les eaux souterraines près des réservoirs de stockage au Canada. Cependant, étant donné qu'à l'heure actuelle au Canada, il existe une utilisation approuvée limitée de l'essence au plomb pour les avions à moteur à pistons (AvGas) et les carburants de course pour les véhicules de compétition, en vertu d'une exemption du Règlement sur l'essence sous la Loi canadienne sur la protection de l'environnement, 1999 (LCPE 1999), le nombre de réservoirs contenant du 1,2­dibromoéthane et qui fuient potentiellement devrait être limité.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et nourriture

On a recensé des données empiriques pour les concentrations environnementales de 1,2-dibromoéthane dans l'eau potable brute et traitée, le sol, l'air ambiant, l'air intérieur, ainsi que la nourriture ou les boissons au Canada. On a également recensé des données empiriques pour les milieux naturels à d'autres endroits. Toutes les études définies contenant des données empiriques pour chaque milieu environnemental sont résumées aux annexes 2 à 6.

Au cours d'une étude récente des niveaux de contaminants dans l'air extérieur menée dans le cadre du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) actuel, on n'a détecté du 1,2-dibromoéthane que dans sept parmi 1 896 (ou environ 0,4 %) échantillons, à une concentration maximale de 0,013 μg/m3, ces échantillons ont été prélevés sur 43 sites à l'échelle du Canada pendant la période comprise entre janvier et décembre 2008 (RNSPA, 2008). La substance a été détectée proche de la limite de détection de la méthode (0,025 μg/m3) dans un nombre limité d'échantillons dans l'air extérieur, à Halifax, en 2009 (Santé Canada 2012). En 2007, à Regina, dans le Saskatchewan et en 2005 et 2006 à Windsor, en Ontario, le 1,2-dibromoéthane n'a pas été détecté dans l'air extérieur en été ou en hiver (au-delà des limites de détection de 0,054 μg/m3 et de 0,123 à 0,15 μg/m3, respectivement) (Santé Canada, 2010b).

Le 1,2-dibromoéthane n'a pas été détecté dans l'air intérieur des foyers au cours des saisons d'été et d'hiver de 2005 et de 2006 à Windsor, dans l'Ontario, avec des limites de détection de 0,123 à 0,15 μg/m3 (Santé Canada 2010b). Dans une étude réalisée en 2007 à Regina, en Saskatchewan, la concentration maximale de 1,2­dibromoéthane dans l'air intérieur de 0,080 μg/m3 a été mesurée sur seulement 400 échantillons prélevés dans des maisons, à une limité de détection de 0,054 μg/m3 (Santé Canada 2010a). En outre, dans une étude menée à Halifax en 2009, la substance n'a pas été détectée dans 643 échantillons d'air intérieur au-delà de la limite de détection de 0,025 μg/m3 (Santé Canada 2012).

Pendant les saisons d'été et d'hiver de 2005, on a mesuré une concentration maximale de 1,2-dibromoéthane de 0,190 μg/m3 dans l'air dans la zone d'inhalation où se trouvaient des personnes à Windsor, en Ontario (Santé Canada, 2010b). Les participants portaient des sacs à dos rembourrés avec des échantillons qui fournissaient des concentrations de composés organiques volatils sélectionnés; ces prélèvements ont été répartis en moyenne sur une période de 24 heures, pendant cinq jours consécutifs (Santé Canada, 2010b). Moins de 0,5 % des échantillons ont été supérieurs à la limite de détection de 0,123 μg/m3.

Dans le cadre d'une vaste enquête relative à l'eau brute, traitée et distribuée en Ontario, dont les prélèvements ont été effectués entre le 1er janvier 2005 et le 31 décembre 2006, on n'a détecté du 1,2-dibromoéthane dans aucun échantillon (seuil de détection = 0,1 μg/L) (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2006). D'autres études canadiennes menées entre 2002 et 2008 n'ont pas permis de détecter du 1,2-dibromoéthane dans de l'eau potable (Ville de Victoria, 2008; Ville de Montréal, 2006; ministère de l'Environnement et du Travail de la Nouvelle-Écosse, 2005; Comité de la qualité de l'eau, 2003). Un résumé des données sur l'eau potable obtenues à partir de sites répartis dans l'ensemble des États-Unis et fournies par l'enquête intitulée United States Geological Survey sur une période d'échantillonnage comprise entre 1985 et 2001 a révélé des niveaux médians de 1,2-dibromoéthane de « moins de 0,10 μg/L » et de « moins de 0,04 μg/L » pour les puits publics et nationaux, respectivement (Zogorski et al., 2006).

On a relevé des concentrations de 1,2-dibromoéthane dans les aliments au Canada. Dix échantillons de farine prélevés en 1984 à Saskatoon, en Saskatchewan, contenaient une concentration maximale de 405,3 μg/kg (McKay, 1986). Toutefois, l'utilisation du 1,2-dibromoéthane comme pesticide agricole a été interrompue au Canada en 1984 (PNUE et FAO, 2003), et il n'y a eu aucune déclaration de concentrations de la substance dans les céréales ou les produits céréaliers depuis lors au Canada. À l'heure actuelle, les variances résiduelles de 1,2-dibromoéthane dans les produits alimentaires ne font pas l'objet d'une surveillance par l'Agence canadienne d'inspection des aliments (courriel de l'Agence canadienne d'inspection des aliments adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en août 2009, source non citée). En général, le traitement, la préparation, la cuisson et la circulation sur le marché des produits alimentaires diminuent les niveaux résiduels de 1,2-dibromoéthane (Konishi et al., 1986). L'interdiction portant sur l'utilisation du 1,2-dibromoéthane comme pesticide agricole en Amérique du Nord et en Europe (PNUE et FAO, 2003) a réduit la probabilité d'exposition de la population canadienne à la substance chimique dans les aliments nationaux et importés. Bien que les quelques pays qui épandent encore le 1,2-dibromoéthane sur des produits alimentaires ont été identifiés – à savoir, cinq pays déterminés parmi une recherche sur 90 pays dans la base de données Homologua (Tanzanie, Afrique du Sud, Inde, Zimbabwe et Zambie) et certains apiculteurs en Grèce (Tananaki et al., 2005, 2006), la contribution de ces produits à la chaîne alimentaire au Canada est considérée comme minime. Étant donné que la majorité des études alimentaires recensées se basaient sur des périodes d'échantillonnage dans les années 1980, lorsque l'utilisation appréciable du 1,2-dibromoéthane comme pesticide était peut-être toujours importante à l'échelle mondiale, on considère que les données ne sont pas applicables dans le contexte actuel.

Une étude publiée par la Food and Drug Administration des États-Unis (USFDA) en 2003 a relevé une concentration de 1,2-dibromoéthane de 13 μg/kg dans un échantillon de cornichons sucrés importés (USFDA, 2003). Dans les études menées en Grèce avec des périodes d'échantillonnage comprises entre 2003 et 2005, la concentration maximale de 1,2-dibromoéthane dans du miel en vrac était de 331,2 μg/kg (Tananaki et al., 2005 et 2006).

Dans le cadre d'une étude canadienne menée en 1993, les concentrations de 1,2-dibromoéthane détectées dans les sols des parcs urbains et des parcs ruraux de l'Ontario au début des années 1990 étaient de 0,032 ng/g et 0,390 ng/g, respectivement (MEEO, 1993). L'utilisation du 1,2-dibromoéthane comme pesticide agricole a été interrompue au Canada en 1984.

D'après le profil d'utilisation actuel de 1,2-dibromoéthane et les données de surveillance canadiennes récentes, en particulier pour l'air, l'exposition de la population générale devrait être faible à négligeable.

Produits de consommation

Aucun produit de consommation contenant du 1,2-dibromoéthane n'a été déclaré dans les réponses à l'enquête visée par l'article 71 en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (LCPE, 1999) (Environnement Canada, 2001a), et aucune donnée n'a été relevée à propos de l'exposition à la substance lors de l'utilisation de produits de consommation. Par conséquent, l'exposition au 1,2-dibromoéthane découlant de l'utilisation de produits de consommation est peu probable.

Confiance à l'égard de l'évaluation de l'exposition

On considère que le degré de confiance accordé à la base de données sur l'exposition dans l'environnement est modéré, tandis qu'il est faible à l'égard de la base de données sur les aliments. Des données empiriques ont été obtenues pour tous les milieux naturels, et les données étaient propres au Canada; toutefois, l'information sur les produits alimentaires n'était pas propre au Canada. Étant donné les profils d'utilisation actuels de cette substance au Canada et à l'échelle internationale, et la détection sporadique du 1,2-dibromoéthane dans le cadre d'études de surveillance, il est certain que les expositions réelles de la population générale sont faibles à négligeables.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 7 présente un aperçu des renseignements relatifs aux effets sur la santé du 1,2-dibromoéthane.

Le Programme international sur la sécurité des substances chimiques (PISSC, 1996) a conclu que le 1,2­dibromoéthane est une substance cancérogène chez les rongeurs et une substance cancérogène potentielle pour l'homme. Le Centre international de recherche sur le cancer (IARC, 1999) a conclu que les preuves relatives à l'homme sont insuffisantes et que celles liées aux animaux de laboratoire sont suffisantes en ce qui concerne la cancérogénicité du 1,2-dibromoéthane; le 1,2-dibromoéthane a été classé comme une substance probablement cancérogène pour l'homme (groupe 2A). En outre, il est classé par l'Union européenne comme substance cancérogène de catégorie 1B, sous l'énoncé « peut provoquer le cancer » (Union européenne, 2008). Ces conclusions étaient fondées sur des augmentations importantes du nombre de tumeurs chez les rats et les souris exposés par plusieurs voies d'exposition. On a observé une augmentation significative de l'incidence des carcinomes squameux du préestomac chez les rats mâles et femelles auxquels on avait administré par gavage des doses de 1,2-dibromoéthane de 37 mg/kg p.c. par jour ou plus pendant une période allant jusqu'à 61 semaines (NCI, 1978). Des rats ont été exposés par inhalation à des doses de 0, 10 ou 40 ppm (équivalant à 0, 77 ou 308 mg/m3) pendant 88 à 103 semaines. L'incidence des carcinomes des fosses nasales a fortement augmenté à des doses élevées (mâles : témoins, 0/50; dose élevée, 21/50; femelles: témoins, 0/50; dose élevée, 25/50), tout comme celle des adénocarcinomes aux deux doses (mâles : témoins, 0/50; faible dose, 20/50; dose élevée, 28/50; femelles : témoins, 0/50; faible dose, 20/50; dose élevée, 29/50) et des adénomes à de faibles doses (mâles : témoins, 0/50; faible dose, 11/50; femelles : témoins, 0/50; faible dose, 11/50). En outre, on a fait état d'une augmentation significative de l'incidence des fibroadénomes des glandes mammaires chez les femelles et des mésothéliomes de la tunique vaginale ainsi que des polypes adénomateux des fosses nasales chez les mâles (NTP, 1982). L'exposition par voie cutanée des souris à 25 ou 50 mg/jour (équivalents à 357 ou 714 mg/kg p.c. par jour, respectivement; selon Santé Canada 1994) pendant jusqu'à 594 jours, a généré une incidence supérieure des papillomes des poumons chez les souris femelles (et une forte augmentation de l'incidence des papillomes cutanés et des carcinomes à une dose de 50 mg/jour) (Van Duuren et al., 1979). Dans chacun de ces essais biologiques, ces augmentations importantes ont été observées au niveau d'exposition le plus faible évalué et à des niveaux plus élevés.

Le 1,2-dibromoéthane était génotoxique dans un grand nombre d'essais, y compris les essais de mutagénicité in vivosur les liaisons de l'acide désoxyribonucléique (ADN) et les altérations de l'ADN dans les cellules mammaliennes et murines, ainsi que les essais in vitro sur la mutagénicité, la clastogénicité et les altérations de l'ADN (voir l'annexe 7).

L'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA) a calculé des estimations du potentiel cancérogène du 1,2-dibromoéthane. Elle a obtenu un facteur de pente du cancer par voie orale de 1,8 (mg/kg p.c. par jour)-1, en fonction de l'incidence des tumeurs du préestomac chez les rats mâles lors de l'étude sur la cancérogénicité par voie orale susmentionnée, mais ce « facteur ne doit pas être utilisé avec des expositions supérieures à environ 0,5 mg/kg par jour, étant donné que la dose-réponse observée ne devrait pas se poursuivre de façon linéaire au-dessus de cette estimation du seuil d'exposition au cours de la durée de vie ». On a calculé un facteur de pente du cancer par inhalation de 0,6 (mg/m3)-1en fonction de l'incidence des tumeurs des fosses nasales chez les rats mâles lors de l'étude sur la cancérogénicité par inhalation susmentionnée, mais cette « unité de risque ne doit pas être utilisée avec des expositions supérieures à 0,023 mg/m3 (0,18 ppm), car au-delà de ce niveau, la dose-réponse n'est pas linéaire. » voir USEPA, 2004). Plusieurs incertitudes limitent le niveau de confiance à l'égard de l'utilisation et de l'obtention de ces facteurs de pente, notamment le taux de mortalité élevé qui limite la durée de l'étude et l'espacement rapproché des doses au cours de l'étude par voie orale réalisée sur des rats, et le taux de mortalité élevé chez les rats et les souris, tout particulièrement chez les groupes exposés à des concentrations élevées, dans les études sur la cancérogénicité par inhalation (voir l'annexe 7).

Santé Canada a également obtenu des facteurs du potentiel cancérogène. On a calculé la plus faible dose tumorigène 05 (DT05) de 0,04 mg/kg p.c. par jour, d'après l'incidence de carcinomes squameux du préestomac de rats mâles lors de l'étude sur la cancérogénicité par voie orale susmentionnée. La DT05 se définit comme l'absorption totale associée à une augmentation de 5 % de l'incidence ou de la mortalité due à des tumeurs mises à l'échelle, le cas échéant, afin de tenir compte des variations interspécifiques. Bien que les niveaux d'exposition et la durée globale de l'étude de l'exposition par voie orale réalisée sur des rats aient été réduits en raison d'une mortalité excessive, il convient de noter que la DT05 est basée sur les faibles doses. On n'a pas calculé la concentration tumorigène la plus élevée 05 (CT05) en raison du taux de mortalité élevé tant chez les rats que chez les souris, tout particulièrement chez les groupes exposés à des concentrations élevées, dans les études sur la cancérogénicité par inhalation mentionnées précédemment. La CT05 se définit comme la concentration, généralement dans l'air, associée à une augmentation de 5 % de l'incidence des tumeurs ou de la mortalité due à des tumeurs (Santé Canada, 1996).

Les effets sur la reproduction des mâles sont considérés comme les effets critiques non cancérogènes. Lors d'une étude longitudinale à court terme menée auprès de travailleurs forestiers de sexe masculin [participant à l'épandage ou la pulvérisation d'une émulsion de 1,2-dibromoéthane (4 % par volume]), on a observé une diminution importante de la vitesse des spermatozoïdes et du volume de sperme chez les sujets exposés par inhalation à des concentrations de 1,2-dibromoéthane de 0,46 mg/m3 ou supérieures (concentration moyenne au travail pondérée dans le temps) conjointement avec une exposition par voie cutanée (Schrader et al., 1988; également cité dans le PISSC, 1996). Les auteurs n'ont pas fait état d'une exposition à d'autres produits chimiques pour les travailleurs forestiers pratiquant des activités d'épandage ou de pulvérisation. Une exposition à plus long terme au 1,2-dibromoéthane allant d'une concentration moyenne de 88 ppb à un sommet d'exposition jusqu'à 262 ppb (de 0,68 à 2,0 mg/3; PISSC, 1996) chez les travailleurs ayant effectué des fumigations a provoqué d'importantes réductions du nombre de spermatozoïdes et du nombre de spermatozoïdes viables ainsi qu'une hausse significative du nombre de spermatozoïdes anormaux (Ratcliffe et al., 1987). On a aussi observé des effets sur la reproduction des mâles chez de multiples espèces d'animaux de laboratoire exposés aux doses ou concentrations les plus faibles essayées et aux concentrations plus élevées. La plus faible dose minimale avec effet observé (DMEO) pour les effets sur la reproduction pour l'exposition par voie orale était de 2 mg/kg p.c. par jour; cette valeur est fondée sur les effets réversibles de la faible densité des spermatozoïdes, la faible motilité et l'altération de la morphologie des spermatozoïdes observés lors d'une étude de deux ans menée sur des taureaux (Amir et Volcani, 1965). Dans une autre étude, on a constaté une atrophie testiculaire chez les rats mâles à l'issue d'une exposition par voie orale à long terme (38 mg/kg p.c. par jour) au 1,2-dibromoéthane (NCI, 1978). La dégénérescence testiculaire chez les rats mâles a été observée à une concentration par inhalation de 77 mg/m3 en conjonction avec d'autres effets non cancérogènes, y compris la néphropathie toxique chez les mâles, l'atrophie de la rétine et la dégénérescence de la corticosurrénale chez les femelles, ainsi que l'augmentation de la nécrose hépatique chez les deux sexes (NTP, 1982). De la même manière, on a relevé des effets sur la reproduction chez les rats mâles ou femelles exposés à cette substance par inhalation à 89 ou 80 ppm (équivalant à 684 ou 614 mg/3 selon le PISSC, 1996) pendant dix ou trois semaines, respectivement. Les effets chez les rats mâles comprenaient la réduction du poids des testicules, la diminution des niveaux de testostérone sérique, l'atrophie des testicules, de l'épididyme, de la prostate et des vésicules séminales, ainsi que des changements dans le comportement de la reproduction. Les rats femelles exposés au 1,2-dibromoéthane ont subi une altération du cycle œstral jusqu'à plusieurs jours après la cessation de l'exposition (Short et al., 1979).

Les renseignements disponibles concernant les effets aigus du 1,2-dibromoéthane chez l'homme étaient limités. Un examen de 64 cas d'empoisonnement aigu chez l'homme a indiqué que l'ingestion de 1,5 mL (estimée à plus de 3 000 mg) de cette substance peut être fatale pour l'homme. Les effets observés comprenaient des nausées, des vomissements, des douleurs abdominales et des signes d'hépatotoxicité, la néphrotoxicité, la toxicité du système nerveux et la cardiotoxicité chez les patients de sexe masculin et féminin (Singh et al., 2007).

Caractérisation des risques pour la santé

L'exposition de la population générale au 1,2-dibromoéthane devrait être faible à négligeable à partir de l'air, compte tenu du modèle d'utilisation spécialisé de la substance et sachant que la substance n'a pas été détectée (dans plus de 99 % des cas) 1à des faibles concentrations dans les études de surveillance récemment menées sur l'air extérieur et l'air intérieur et sur l'air individuel. Sachant qu'aucun produit de consommation contenant du 1,2-dibromoéthane n'a été identifié au Canada, l'exposition par les produits de consommation ne devrait pas contribuer de façon notable à l'exposition de l'ensemble de la population.

Un effet critique pour la caractérisation du risque d'exposition du 1,2-dibromoéthane pour la santé humaine est sa cancérogénicité, étant donné qu'il existe des preuves de cancérogénicité de la substance chez les rats et les souris à l'issue de leur exposition par voie orale ou par inhalation. De plus, les résultats positifs de génotoxicité mentionnés dans plusieurs études in vivo et in vitro semblent indiquer qu'on ne peut pas écarter la possibilité selon laquelle le 1,2-dibromoéthane pourrait provoquer des tumeurs par son interaction directe avec du matériel génétique.

Sur la base du profil d'utilisation du 1,2-dibromoéthane et du potentiel très limité d'exposition de la population générale, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou  concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

En fonction de l'ensemble de données exhaustif relatif aux essais de cancérogénicité et de génotoxicité in vivoet in vitro, le degré de confiance est élevé à l'égard de la conclusion selon laquelle on considère que le 1,2-dibromoéthane provoque des tumeurs par interaction directe avec le matériel génétique. Toutefois, il subsiste des doutes concernant les variations interspécifiques et intraspécifiques, l'extrapolation des données des animaux à l'homme, et le manque de données sur l'homme pour plusieurs paramètres. D'après le profil d'utilisation et la surveillance à grande échelle du 1,2-dibromoéthane dans l'air extérieur et intérieur, il est certain que l'exposition de la population générale est faible à négligeable. La surveillance de l'air ambiant ciblé du 1,2-dibromoéthane à proximité des sites de son utilisation connue pourrait limiter le reste des incertitudes à l'égard de cette conclusion.

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Conclusion

D'après les informations disponibles sur l'environnement, il est conclu il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64a) ou b) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. De plus, il est conclu que le 1,2­dibromoéthane répond aux critères de la persistance, mais pas à ceux du potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Sur la base du profil d'utilisation du 1,2-dibromoéthane et du potentiel très limité d'exposition de la population générale, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou  concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est conclu que le 1,2-dibromoéthane ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

Puisque cette substance est inscrite sur la Liste intérieure des substances, son importation et sa fabrication au Canada ne requièrent pas de déclaration aux termes du paragraphe 81(1). Étant donné les propriétés dangereuses de cette substance, on craint que des utilisations nouvelles non décelées ni évaluées ne fassent en sorte qu'elle réponde aux critères de l'article 64 de la Loi. Par conséquent, il est recommandé de modifier la Liste intérieure des substances en vertu du paragraphe 87(3) de la Loi afin d'indiquer que le paragraphe 81(3) s'applique à cette substance. Ainsi, toute nouvelle fabrication, importation ou utilisation de cette dernière devra être déclarée et faire l'objet d'une évaluation des risques pour l'environnement et la santé humaine.

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Annexes


Notes de bas de page

[1] Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (CAS) est la propriété de l'American Chemical Society. Toute utilisation ou redistribution est interdite sans l'autorisation écrite préalable de l'American Chemical Society, sauf en réponse à des besoins législatifs et aux fins des rapports destinés au gouvernement en vertu d'une loi ou d'une politique administrative.
[2] La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l'environnement et/ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut notamment les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de danger définis dans le Règlement sur les produits contrôlés. Ce dernier fait partie du cadre réglementaire applicable au Système d'information sur les matières dangereuses utilisées au travail (SIMDUT) pour les produits destinés à être utilisés au travail. De la même manière, la conclusion qui s'inspire des critères contenus dans l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas les mesures prises en vertu d'autres articles de la LCPE ou d'autres lois.

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