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Évaluation préalable pour le Défi concernant le

[[4-[[2-(4-cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
54079-53-7

Environnement Canada
Santé Canada

Septembre 2011


(Version PDF - 385 Ko)

Table des Matières

Sommaire

Conformément à l’article 74 de la Loicanadienne sur la protection de l’environnement (1999)[LCPE (1999)], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du [[4-[[2-(4-cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile (aussi appelé « CHPD »), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service[1] est 54079-53-7. Une priorité élevée a été accordée à l’évaluation préalable de cette substance inscrite au Défi, car elle répond aux critères environnementaux de catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains et elle semble être commercialisée au Canada.

L’évaluation des risques que présente le CHPD pour la santé humaine n’a pas été jugée hautement prioritaire à la lumière des résultats fournis par les outils simples de détermination du risque d’exposition et du risque pour la santé élaborés par Santé Canada aux fins de la catégorisation des substances de la Liste intérieure des substances. La présente évaluation est donc axée principalement sur les renseignements utiles à l’évaluation des risques écologiques.

Une décision concernant l’évaluation préalable du CHPD a été publiée dans la Partie I de la Gazette du Canadale 5 juillet 2008 pour le lot 1 du Défi dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. De nouvelles données reçues depuis la publication ont mené à une réévaluation et à la formulation de nouvelles conclusions proposées, qui sont publiées dans la présente version finale de l’évaluation préalable.

Le CHPD est une substance organique utilisée au Canada et dans d’autres pays comme colorant jaune dans les plastiques. Il n’est pas produit naturellement dans l’environnement. Une quantité qui se situerait entre 100 et 1 000 kg a été importée au Canada en 2000 et en 2006. Le CHPD a été utilisé principalement par le secteur des colorants et l’industrie des plastiques. La quantité de CHPD importée au Canada ainsi que la prise en compte d’une utilisation et d’une manipulation industrielles probables portent à croire que la substance pourrait être rejetée dans l’environnement au Canada.

Certaines hypothèses, par exemple les renseignements obtenus sur les profils d’utilisation, permettent de croire que le CHPD aboutit en majeure partie dans les décharges. On estime qu’une petite partie est rejetée dans l’eau (3,4 %), dans l’air (0,4 %) et dans le sol (0,2 %). Le CHPD est très peu soluble dans l’eau et n’est pas volatil. De plus, il tend à se diffuser dans les particules. Pour ces raisons, on devrait le retrouver principalement dans les sédiments et, dans une moindre mesure, dans le sol. Il ne devrait pas être présent en quantité importante dans les autres milieux. Il ne devrait pas non plus être transporté dans l’atmosphère sur de grandes distances.

Étant donné ses propriétés physiques et chimiques, le CHPD se dégrade lentement dans l’environnement. Il devrait donc être persistant dans l’eau, le sol et les sédiments. Après avoir pris en considération une étude récente en laboratoire sur la bioaccumulation parmi les éléments de preuve, il a été établi que le CHPD présente un faible potentiel d’accumulation dans les organismes et n’est pas susceptible d’être bioamplifié dans les chaînes trophiques. Il a également été établi que cette substance répond au critère de persistance énoncé dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation, mais non à celui de bioaccumulation en vertu de ce règlement.

Les valeurs empiriques et modélisées de sa toxicité aiguë pour les organismes aquatiques semblent indiquer que le CHPD est très dangereux pour certains de ces organismes. Dans la présente version finale de l’évaluation préalable, un scénario d’exposition prudent mais élaboré a été utilisé pour estimer la concentration de la substance dans le milieu aquatique à la suite d’un rejet industriel. La concentration environnementale estimée dans l’eau était inférieure à la concentration estimée sans effet en milieu aquatique. Selon cette donnée, il est peu probable que les niveaux d'exposition soient suffisamment élevés pour nuire aux organismes aquatiques. L’exposition des organismes vivant dans d’autres milieux devrait être négligeable.

À la lumière des renseignements disponibles, le CHPD ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à 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. Par ailleurs, le CHPD répond au critère de persistance énoncé dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation, mais non à celui de bioaccumulation en vertu de ce règlement.

Étant donné que la population générale au Canada est susceptible d’être faiblement exposée au CHPD et qu’aucune donnée n’a été trouvée pour indiquer que celui-ci présente un risque élevé pour la santé humaine d’après les données disponibles limitées, il est conclu que cette substance ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un risque pour la vie ou la santé humaines au Canada.

Cette substance fera partie de l’initiative de mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure des substances. De plus, s’il y a lieu, des activités de recherche et de surveillance viendront appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l’évaluation préalable.

Compte tenu des renseignements disponibles, il est conclu que le CHPD ne répond à aucun des critères de l’article 64 de la LCPE (1999).

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l’Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine.

Selon l’information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu’une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d’intention dans la Partie I de la Gazette du Canada(Canada, 2006) dans lequel ils priaient l’industrie et les autres intervenants de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l’évaluation des risques, ainsi qu’à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

Le [[4-[[2-(4-cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile, aussi appelé CHPD, est une substance dont l’évaluation des risques pour l’environnement a été jugée hautement prioritaire puisqu’elle est persistante, bioaccumulable et intrinsèquement toxique pour les organismes aquatiques et que l’on croit être commercialisée au Canada.

Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 2 février 2007 (Canada, 2007). En même temps a été publié le profil de la substance, qui présentait l’information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance et les quantités présentent au Canada ont été reçus en réponse au Défi.

Une première ébauche d’évaluation préalable sur le CHPD a été publiée le 19 janvier 2008 dans la Partie I de laGazette du Canada pour une période de consultation publique de 60 jours. Les commentaires recueillis durant cette période ont été pris en compte, et l’évaluation préalable a été modifiée à la lumière de ces derniers. La version finale de l’évaluation préalable de cette substance a été publiée dans le Partie I de la Gazette du Canada le 5 juillet 2008. À la suite de cette publication, soit en août 2009, une étude sur la bioaccumulation par voie alimentaire chez les poissons a été réalisée et présentée à Environnement Canada. L’analyse de cette étude a mené à une réévaluation, dont une ébauche a été publiée le 3 juillet 2010 en vue d’obtenir des commentaires publics, et à de nouvelles conclusions, qui sont publiées dans la présente évaluation préalable finale.

Même si l’évaluation des risques que présente la DNAN pour l’environnement est jugée hautement prioritaire, cette substance ne répond pas aux critères de la catégorisation pour le PFRE ou le REI ni aux critères définissant un grave risque pour la santé humaine, compte tenu du classement attribué par d’autres organismes nationaux ou internationaux quant à sa cancérogénicité, à sa génotoxicité ou à sa toxicité sur le plan du développement ou de la reproduction. Dès lors, la présente évaluation est axée principalement sur les renseignements pertinents à l’évaluation des risques écologiques.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l’accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l’article 64 de la Loi. 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.

La présente évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l’exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. 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, soit jusqu’en avril 2010, pour les sections qui portent sur l’exposition, les effets et les aspects écologiques. 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 finale ne constitue 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 proposée.

La présente évaluation préalable finale a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d’Environnement Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes exécutés par ces ministères.

La présente évaluation préalable finale est fondée sur l’évaluation préalable finale publiée en 2008, et sur l’évaluation révisée publiée en 2010, lesquelles ont fait l’objet d’un examen par des pairs externes ou d’une consultation de ces derniers. 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 principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation finale sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent rapport, cette substance sera appelée CHPD (cyclohexylphénoxy dinitrile), appellation tirée du nom dans laListe intérieure des substances (LIS). Le tableau 1 donne les autres noms employés et les caractéristiques de la substance.

Tableau 1. Identité de la substance - CHPD

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS)54079-53-7
Nom dans la LIS[[4-[[2-(4-cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile
Noms dans les inventaires[1][[4-[[2-(4-Cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile - (TSCA, AICS, PICCS, ASIA-PAC, NZIoC); [[4-[[2-(4-cyclohexylphenoxy)ethyl]ethylamino]-2-methylphenyl]methylene]malononitrile(EINECS)
Marques de commerce (Lanxess, 2005; Environnement Canada, 2007a)Macrolex Yellow 6G, Macrolex Yellow 6G Gran
Color Index Names, Part I (Lanxess, 2005)Solvent Yellow 179; Disperse Yellow 201
Autres noms[4-[[2-(4-Cyclohexylphenoxy)ethyl] ethylamino]-2-methylbenzylidene] malononitrile; N-2-[(4-Cyclohexyl) phenoxy]ethyl-N-ethyl-4-(2,2-dicyanoethenyl)-3-methylaniline propanedinitrile, [[4-[[2-(4-cyclohexylphenoxy)ethyl]ethylamino]-2-methylphenyl]methylene]-
Groupe chimiqueProduits chimiques organiques définis
Sous-groupes chimiquesAnilines, amines aromatiques tertiaires, amines aliphatiques
Description du produit industriel (Lanxess, 2005)Colorant de type méthine, colorant soluble dans un solvant organique
Formule chimiqueC27H31N3O
Structure chimique (NCBI)Structure chimique
SMILES[2]N#CC(=Cc1c(cc(N(CCOc2ccc(cc2)C2CCCCC2)CC)cc1)C)C#N
Masse moléculaire413,555 g/mol
[1] Source : National Chemical Inventories (NCI). 2007 : AICS (inventaire des substances chimiques de l’Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l’Asie-Pacifique); EINECS (inventaire européen des substances chimiques commercialisées existantes); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); et TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act).
[2] Simplified Molecular Input Line Entry System.

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les données physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) du CHPD qui se rapportent à son devenir dans l’environnement. Les études clés à partir desquelles des données expérimentales ont été utilisées pour certaines de ses propriétés ont fait l’objet d’un examen critique afin d’en assurer la validité.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du CHPD

PropriétéTypeValeurTempérature (°C)Référence
État physiqueExpérimentalMicrogranules peu pulvérulents (à l’état solide)Non mentionnéLanxess, 2005
Point de fusion
(°C)
Expérimental115 (environ) Lanxess, 2005
Modélisé243,8 MPBPWIN, 2000
Point d’ébullition
(°C)
Modélisé566,7 MPBPWIN, 2000
Masse volumique
(kg/m3)
Expérimental1130 (environ)
(1,13 g/cm3)
23Lanxess, 2005
Pression de vapeur(Pa)Modélisé3,07 x 10-10
(2,3 × 10-12 mm Hg)
25MPBPWIN, 2000
Constante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
Modélisé3,74 x 10-7
(3,69 × 10-12 atm- m3/mol)
25HENRYWIN, 2000
Log Koe
(coefficient de partage octanol-eau)
(sans dimension)
Modélisé7,8825KOWWIN, 2000
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique-eau)
(sans dimension)
Modélisé6,2825PCKOCWIN, 2000
Solubilité dans l’eau
(mg/L)
 
ExpérimentalInsoluble23Lanxess, 2005
Expérimental0,004 à 0,00621 à 25Présentation de projet, 2008a
Expérimental< 0,000720Présentation de projet, 2008b
Expérimental (analogue)0,001720Environnement Canada, 2008c
Modélisé0,000254425WSKOWWIN, 2000
Solubilité dans d’autres solvants (g/L)Expérimental
(acétone)
20023Lanxess, 2005
Expérimental
(alcool benzylique)
6523
Expérimental
(acétate de butyle)
9023
Expérimental
(éthanol)
2,023
Expérimental
(méthacrylate de méthyle)
12023
Expérimental
(dichlorométhane)
55023
Expérimental
(styrène - monomère)
34023
Expérimental
(xylène)
13023
pKa(constante
de dissociation acide) [sans dimension]
Modélisé1,5625ACD/pKaDB, 2005

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Sources

Il ne semble pas que le CHPD soit produit naturellement dans l’environnement.

Les renseignements recueillis dans le cadre du Défi montrent qu’aucune entreprise n’a fabriqué de CHPD en une quantité dépassant le seuil de déclaration de 100 kg en 2006 (Environnement Canada, 2007a). Toutefois, une entreprise a importé entre 100 et 1000 kg de cette substance au Canada au cours de l’année 2006, soit seule, dans un produit, dans un mélange ou dans un article manufacturé (Environnement Canada, 2007a).

D’après une enquête menée à la suite de l’avis publié en application de l’article 71 de la LCPE (1999) pour l’année 2000 (Canada, 2001), 1) une entreprise a déclaré avoir importé entre 100 et 1 000 kg de CHPD au Canada; 2) aucune entreprise n’a déclaré avoir fabriqué de CHPD en une quantité dépassant le seuil de déclaration de 100 kg; et 3) aucune entreprise n’a déclaré y avoir importé ou fabriqué du CHPD, en mélange ou dans un produit en concentration inférieure à 10 g/kg (< 1 % p/p).

Aux États-Unis, le CHPD a été importé ou utilisé en une quantité de 4,5 à 225 tonnes par année en 1994, en 1998 et en 2002 (USEPA, 2007). Selon la base de données des pays nordiques sur les substances dans les préparations (SPIN, 2006), ce produit chimique a été utilisé en Suède et au Danemark de 1999 à 2004. Cependant, les renseignements relatifs aux quantités d’utilisation exactes et aux modèles d’utilisation ne sont pas accessibles au public.

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Utilisations

L’entreprise qui a fourni des renseignements sur le CHPD dans le cadre du Défi a déclaré que la majeure partie de la substance importée au Canada en 2006 a été vendue à quatre entreprises canadiennes dont l’activité principale est la fabrication de plastiques (Environnement Canada, 2007a). Le code d’utilisation donné par l’entreprise est le 15 : colorant - pigment - teinture - encre, et le code SCIAN est le 325130 : « Fabrication de teintures et de pigments synthétiques ». Ce secteur industriel canadien comprend des établissements qui fabriquent principalement des colorants, des pigments, des laques ainsi que des toners organiques et inorganiques synthétiques.

En Europe, le CHPD sert à la coloration de nombreux types de plastiques (polystyrène, polystyrène-butadiène-acrylonitrile, polystyrène acrylonitrile, acrylique, polycarbonate, polyéthylène téréphtalate et polychlorure de vinyle non plastifié) [Lanxess, 2005]. Certains de ces plastiques peuvent être utilisés dans les articles manufacturés. Aux États-Unis, il est aussi employé dans les textiles en polyester (CII, 2005).

Le CHPD ne figure pas actuellement sur la Liste critique des ingrédients dont l’utilisation est interdite dans les cosmétiques (Santé Canada, 2009), et aucun produit qui en contient ne se trouve dans la base de données canadienne du Système de déclaration des cosmétiques de Santé Canada (SDC, 2010).

Le CHPD n’est pas inscrit au paragraphe C.01.040.2(3) duRèglement sur les aliments et les drogues. Par conséquent, cette substance ne peut être utilisée comme colorant dans les produits pharmaceutiques ou les médicaments vétérinaires au Canada (Canada, 1978). Le CHPD ne figure pas dans la base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) ni dans la base de données sur les produits de santé naturels homologués (BDPSNH) en tant qu’ingrédient médicinal ou non médicinal acceptable (BDIPSN, 2010; BDPSNH, 2010). Il n’est pas répertorié comme additif alimentaire approuvé au titre 16 de la partie B du Règlement sur les aliments et drogues (C.R.C., ch. 870).

Le CHPD est utilisé comme pigment dans le colorant Disperse Yellow 201 pour les emballages alimentaires sous le nom de commerce Macrolex Yellow 6G. Ce produit a fait l’objet d’une évaluation par Santé Canada. Une attestation de non-objection a été délivrée pour l’utilisation de ce produit dans la fabrication de bouteilles de PET destinées aux boissons gazeuses (7 mai 2010; communication personnelle adressée au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes par la Direction des aliments, Santé Canada; source non citée).

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Rejets dans l’environnement

L’entreprise qui a déclaré avoir importé du CHPD en 2000 et en 2006 n’a pas indiqué de rejet de la substance dans l’environnement. Compte tenu de l’activité commerciale associée à cette substance, il est possible que le CHPD soit rejeté dans l’environnement canadien, mais on ignore en quelle quantité.

Outil de débit massique

Un outil de débit massique a été utilisé pour estimer les rejets possibles de CHPD dans l’environnement à différentes étapes de son cycle de vie (Environnement Canada, 2008a). Les données empiriques sur les rejets de substances particulières dans l’environnement sont rarement disponibles. On estime donc, pour chaque type d’utilisation connue de la substance, la proportion et la quantité des rejets dans les différents milieux naturels ainsi que la proportion de la substance qui est transformée chimiquement ou envoyée dans des lieux d’élimination des déchets. Les hypothèses et les paramètres utilisés pour produire ces estimations reposent sur des données de diverses sources, dont les réponses à des enquêtes réglementaires, Statistique Canada, les sites Web de fabricants et des bases de données techniques. Les facteurs d’émission sont particulièrement pertinents. Ils sont généralement exprimés en fraction d’une substance rejetée dans l’environnement, notamment durant sa fabrication, sa transformation et son utilisation associées aux procédés industriels. Les sources de ces renseignements comprennent des documents sur des scénarios d’émission, souvent produits sous les auspices de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), et les hypothèses par défaut utilisées par différents organismes internationaux de réglementation des produits chimiques. Il est à noter que le niveau d’incertitude concernant la masse et la quantité d’une substance libérée dans l’environnement augmente en règle générale aux étapes plus avancées du cycle de vie.

Tableau 3. Rejets estimés de CHPD dans les milieux naturels, d’après l’outil de débit massique[1]

Milieu ou traitementProportion massique (%)Principale étape du cycle de vie
Sol0,2Utilisation
Air0,4Traitement et utilisation
Eau3,4Traitement
Eau souterraine0,0-
Transformation2,5Gestion des déchets
Élimination des déchets92,3Gestion des déchets
Déchets dangereux1,3Gestion des déchets
[1] Pour estimer les rejets de CHPD dans l’environnement et la répartition de cette substance, comme le montre ce tableau sommaire, on a utilisé des renseignements tirés des scénarios d’émission présentés dans les documents suivants : OCDE, 2004; Brooke et Crookes, 2007. Les valeurs présentées pour les rejets dans les milieux naturels ne tiennent pas compte des mesures supplémentaires possibles de limitation des rejets qui peuvent être en place à certains endroits (p. ex. leur élimination partielle par les usines de traitement des eaux usées). Certaines hypothèses découlant de ces estimations sont résumées dans le document Environnement Canada, 2008b.

Les résultats montrent que le CHPD devrait se retrouver en grande partie (96,1 %) dans les sites de gestion des déchets parce que c’est là que devraient être éliminés les articles manufacturés qui en contiennent. Les calculs présument qu’il n’y a aucun rejet de cette substance à partir de ces sites. De plus, le CHPD présente un faible potentiel d’infiltration dans les eaux souterraines, les eaux de surface ou les sols (voir la section Devenir dans l’environnement). Certains sites d’enfouissement peuvent être munis d’une peau d’étanchéité, d’un système de collecte ou d’un système de traitement de lixiviat (sur place ou hors site). Une petite fraction des déchets solides renfermant la substance est incinérée, ce qui devrait entraîner la transformation de cette dernière. D’après les renseignements contenus dans les scénarios de l’OCDE concernant le traitement et les utilisations associées cette substance, on estime que 3,4 %, 0,4 % et 0,2 % du CHPD pourraient être rejetés dans l’eau, dans l’air et dans le sol, respectivement. L’eau est donc le milieu recevant la plus grande proportion CHPD émis au moment de la fabrication et de la transformation des produits.

Il est supposé que la majeure partie de la substance figurant dans des produits sera envoyée aux sites d’enfouissement ou d’incinération aux fins d’élimination. Même s’il est possible que d’autres produits commerciaux et de consommation contenant du CHPD puissent être importés au Canada, aucun renseignement n’est disponible sur la quantité de ces importations. On prévoit que les étapes du cycle de vie et les pertes proportionnelles découlant de l’utilisation de ces autres produits ne seraient pas énormément différentes de celles considérées et estimées ci-dessus. Toutefois, la masse réelle de la perte de substance au cours de l’utilisation commerciale ou par les consommateurs et des étapes du cycle de vie de la gestion des déchets peut être supérieure aux estimations susmentionnées, si ces données étaient disponibles aux fins de considération.

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Devenir dans l’environnement

Selon ses propriétés physiques et chimiques ainsi que les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 4), on s’attend à ce que le CHPD se répartisse principalement dans le sol ou les sédiments, en fonction du scénario de rejet.

Tableau 4. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EPIWIN 2004)

 Substance rejetée dans :Pourcentage de la substance répartie dans chaque milieu
AirEauSolSédiments
l’air (100 %)0,030,1985,214,6
l’eau (100 %)0,001,260,0098,7
le sol (100 %)0,000,0099,80,19

On estime que la fraction de CHPD rejetée dans l’eau devrait être fortement adsorbée aux matières en suspension et aux sédiments étant donné son log Koc très élevé, soit environ 6,3 (tableau 2), et les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III. Il ne devrait pas se produire de volatilisation du CHPD à la surface de l’eau si l’on se fie à la constante estimée de la loi de Henry, soit 3,74 × 10-7 Pa m3/mol (tableau 2).

La valeur relativement faible de la constante de dissociation (pKa), soit 1,56 (tableau 2), révèle que la protonation des liaisons carbone-azote pour former l’espèce ionisée ne se produit qu’à très bas pH. Dans les plans d’eau aux pH normalement observés dans l’environnement (de 6 à 9), aucune molécule de CHPD n’est dissociée, ce qui signifie que la molécule neutre de CHPD est incorporée dans les tissus riches en lipides des organismes par un mécanisme de diffusion passive, et que peu de CHPD est transféré par d’autres mécanismes de sorption. Étant donné la très faible proportion du composé sous forme ionisée, le log Koe et le log Kco sont probablement des indicateurs appropriés du devenir du CHPD dans l’environnement.

Si le CHPD est rejeté dans le sol, son adsorption aux particules devrait être très élevée en raison de son log Kco d’environ 6,3 (voir le tableau 2), c’est-à-dire qu’il devrait avoir une très faible mobilité dans ce milieu. La volatilisation à partir des surfaces de sol humides devrait être un mécanisme important de son devenir en raison de la valeur extrêmement faible de la constante de la loi de Henry, soit 3,74 × 10-7 Pa m3/mol. De plus, avec sa pression de vapeur estimée de 3 × 10-10 Pa, ce composé ne se volatilisera pas à partir des surfaces de sol sèches.

Dans l’air, compte tenu de sa très faible pression de vapeur, soit 3 × 10-10 Pa (tableau 2), le CHPD devrait se trouver uniquement dans les particules contenues dans l’air ambiant. La majeure partie de cette substance se déposerait ou se répartirait dans le sol ou les sédiments (tableau 4). Puisque le CHPD devrait être rejeté dans l’air en très petites quantités (tableau 3) et qu’il ne devrait pas s’y répartir de façon importante (tableau 4), sa présence dans ce milieu ne sera pas traitée davantage.

Les résultats obtenus au moyen de l’outil de débit massique (tableau 3) indiquent que le CHPD est surtout rejeté dans l’eau au moment de sa transformation (3,4 %). D’après les résultats du tableau 4, le CHPD rejeté dans l’eau se retrouve en grande partie dans les sédiments (98,7 %). Un certain pourcentage de CHPD pourrait être rejeté dans le sol, dans le cas où des boues d’épuration qui en contiendraient seraient utilisées pour amender des sols. Des 92,3 % du CHPD envoyé dans les décharges pour élimination, tout rejet éventuel découlant de la dégradation des plastiques restera en grande partie dans le sol (99,8 %). Cette substance ne devrait pas être entraînée par lessivage ou par volatilisation en raison de ses propriétés, ce que montre le scénario de rejet à 100 % dans le sol (tableau 4). Dans l’ensemble, compte tenu de l’information sur les rejets et des résultats de la modélisation de la fugacité, il est permis de penser que les sédiments et, dans une moindre mesure, le sol seront les principaux milieux récepteurs de ce produit chimique.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l’environnement

Une fois libéré dans l’environnement, le CHPD semble être assez persistant dans l’eau, le sol et les sédiments, comme le montrent au tableau 5 les valeurs modélisées de la biodégradation, et selon les résultats des modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA) [Environnement Canada, 2007b]. Il est à noter qu’on ne dispose pas de données empiriques sur sa dégradation.

Tableau 5. Données modélisées sur la persistance

MilieuProcessus du devenirValeur pour la dégradationParamètreRéférence
EauBiodégradation182Demi-vie (jours)BIOWIN, 2000
EauBiodégradation0,0106ProbabilitéBIOWIN, 2000
EauBiodégradation0,0782ProbabilitéBIOWIN, 2000
EauBiodégradation0ProbabilitéTOPKAT, 2004
SolBiodégradation182Demi-vie (jours)Boethling et al., 1995[1]
SédimentsBiodégradation728Demi-vie (jours)Boethling et al., 1995[1]
[1] Valeurs issues de la modélisation de la demi-vie dans l’eau à l’aide des facteurs d’extrapolation de Boethling et al., 1995 : t1/2 eau : t1/2 sol : t1/2 sédiments = 1:1:4.

On estime donc que le CHPD satisfait aux critères de persistance dans l’eau et le sol (demi-vie ≥ 182 jours) et dans les sédiments (demi-vie ≥ 365 jours), définis dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Contexte

Une version finale de l’évaluation préalable du CHPD a été publiée dans la Partie I de la Gazette du Canada le 5 juillet 2008 pour le lot 1 du Défi dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. Selon les résultats de cette évaluation, le CHPD est bioaccumulable. De fait, les valeurs modélisées du facteur de bioconcentration (FBC) et du facteur de bioaccumulation (FBA) excèdent 5000, soit le critère énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pour déterminer qu’une substance est bioaccumulable (Canada, 2000). L’évaluation préalable publiée en juillet 2008 reposait sur une approche préventive pour l’évaluation du potentiel de bioaccumulation. Aucune donnée empirique n’existait à ce moment. Par ailleurs, le profil des propriétés physiques et chimiques du CHPD, à savoir un point de fusion relativement faible, portait à croire qu’une certaine biodisponibilité dans les systèmes aquatiques pourrait se traduire par l’absorption de cette substance à partir de l’eau et de l’alimentation. Des modèles ont été utilisés pour établir les valeurs du potentiel de bioaccumulation du CHPD, même si les résultats étaient considérés comme incertains, étant donné qu’aucune autre donnée n’existait à ce moment.

À la suite de la publication de l’évaluation préalable mentionnée ci-dessus, une étude sur la bioaccumulation du CHPD à partir de l’alimentation des poissons a été réalisée et présentée à Environnement Canada en août 2009. La qualité et la pertinence des résultats de cette étude ont été jugées suffisantes pour déterminer le potentiel de bioaccumulation du CHPD. La section suivante présente les données obtenues dans le cadre de la réévaluation du potentiel de bioaccumulation du CHPD liée à l’alimentation des poissons. Elle permet également de réexaminer les valeurs de bioaccumulation originales pour le CHPD et de mettre à contribution les avancées réalisées dans le domaine de la modélisation du potentiel de bioaccumulation.

Réévaluation de la bioaccumulation

La valeur modélisée du log Koe, soit 7,88 (tableau 2), semble indiquer, si on s’attarde uniquement à cette valeur, que le CHPD peut se bioaccumuler dans l’environnement. Cependant, le comportement de répartition des substances sous forme particulaire solide (bon nombre de colorants dispersés et de colorants solubles dans des solvants organiques sont des cristaux rigides) ne respecte pas nécessairement les caractéristiques cinétiques de premier ordre. De plus, ces substances sont généralement très peu solubles dans l’eau et les lipides. La prévision et la mesure du log Koedeviennent alors extrêmement difficiles et génèrent des résultats très incertains. Des valeurs incertaines ou erronées pour le log Koe faussent les résultats des modèles de bioaccumulation puisque le log Koe est le seul paramètre d’entrée. Par conséquent, Environnement Canada considère qu’il est difficile de modéliser la bioaccumulation de nombreuses classes de colorants non solubles dans l’eau, notamment les colorants solubles dans les solvants organiques et les colorants dispersés comme le CHPD. Il est également probable que la biodisponibilité des composés peu solubles dans l’eau et plus denses que l’eau, comme le CHPD, soit faible, voire nulle, pour le biote pélagique. Par conséquent, l’utilisation d’un facteur de bioconcentration (FBC) pour l’évaluation de la bioaccumulation du CHPD s’accompagne d’une grande incertitude et d’un risque élevé d’en arriver à une conclusion faussement positive. La présente évaluation ne tient donc pas compte des résultats du modèle du FBC pour l’estimation du potentiel de bioaccumulation du CHPD.

Plusieurs études en laboratoire ont été réalisées sur les FBC des colorants dispersés et des colorants azoïques solubles dans les solvants organiques. Bien que ces composés ne soient pas des plus semblables sur le plan structurel au CHPD, leurs propriétés physiques et chimiques qui influencent la biodisponibilité sont comparables. Anliker et al. (1981) présentent des valeurs expérimentales sur la bioaccumulation dans les poissons pour 18 colorants monoazoïques dispersés, valeurs obtenues suivant les méthodes prescrites par le ministère du Commerce international et de l’Industrie du Japon (MITI). Le log des facteurs de bioaccumulation (FBC), exprimé en fonction du poids humide total des poissons, variait entre 0,00 et 1,76 (Anliker et al., 1981). Vu l’absence de déclaration de numéros de registre de substances chimiques et de structures chimiques, l’utilité de cette étude était limitée en ce qui a trait aux données déduites à partir d’analogues de CHPD. Des études de suivi qui faisaient état des structures chimiques ont toutefois confirmé le faible potentiel de bioaccumulation de dix colorants azoïques du groupe nitro, dont le log des facteurs de bioaccumulation variant entre 0,3 et 1,76 (Anliker et Moser, 1987; Anliker et al., 1988). Des études du MITI indiquent également que les colorants azoïques dispersés présentent un faible potentiel de bioaccumulation. Les FBC déclarés pour trois colorants azoïques dispersés (n° CAS 40690-89-9, 61968-52-3 et 71767-67-4) testés à une concentration de 0,01 mg/L variaient de moins de 0,3 à 47 (MITI, 1992). Une étude sur l’accumulation d’une durée de huit semaines réalisée par Brown (1987) montre également qu’aucun des douze colorants dispersés ayant été testés ne s’accumulait chez la carpe. Finalement, Huet et Shen (2008) n’ont pas détecté la présence de Disperse Orange dans les extraits de poisson (< 0,028 mg/L), ce qui indiquerait une solubilité limitée dans les lipides ou un potentiel limité de répartition dans les tissus des poissons à partir des systèmes aqueux.

En raison des propriétés physiques et chimiques du CHPD, l’exposition à cette substance dans le milieu aquatique devrait avoir lieu par l’entremise de l’alimentation associée aux réseaux trophiques benthique et pélagique. Aucune étude de terrain n’existe sur la mesure du FBA ou du facteur d’amplification trophique du CHPD. La modélisation du FBA, tout comme celle du FBC, peut donner des résultats erronés en raison du risque élevé d’erreur associé au log Koe et de l’incertitude liée à l’estimation des constantes du taux métabolique et à l’efficacité de l’assimilation alimentaire. Par contre, le FBA tient compte de l’exposition alimentaire. La modélisation cinétique du bilan massique, mise au point par Arnot et Gobas (2003) et paramétrée dans le modèle BCFBAFWIN (Arnotet al., 2009) a permis d’obtenir le pire potentiel de bioaccumulation, en supposant que le CHPD est biodisponible pour les organismes benthiques et aquatiques. Le FBA prévu pour les poissons du niveau trophique intermédiaire est de 47 424 en utilisant un log Koe de 7,88, une constante pour le taux métabolique normalisé de 0,034 (1/jour), ce qui équivaut à une demi-vie de 20 jours, et un taux d’absorption alimentaire de 0,008 (kg/kg par jour). La voie métabolique prévue pour l’élimination est l’oxydation de phase I des hydrocarbures aromatiques et des carbones aliphatiques, selon le BBM (Baseline Bioaccumulation Model) avec facteurs atténuants (Dimitrov et al., 2005). Le domaine d’applicabilité du modèle BCFBAFWIN concernant la modélisation cinétique du bilan massique du CHPD a également été pris en considération. Même si aucune structure comparable au CHPD n’a été utilisée pour établir les éléments de base du modèle de bilan massique, ce domaine (domaine structural) est secondaire aux domaines des paramètres globaux (échelle de poids moléculaire, log Koe) et mécanistes (diffusion passive), étant donné que le modèle repose sur les principes premiers du partage à l’équilibre, régis par l’hydrophobie et la lipophilie. Par contre, tous ces domaines s’appliquent au CHPD. Le principal mécanisme d’absorption et d’accumulation de ce produit chimique organique et neutre devrait être la diffusion passive. Cependant, puisqu’un log Koe d’environ 7,9 a été utilisé pour obtenir le FBA indiqué ci-dessus, le résultat doit être considéré comme incertain pour une autre raison. De fait, moins de 1 % de tous les points de données du FBC et du FBA qui ont servi à calculer les équations des courbes dans le cadre de la modélisation cinétique du bilan massique correspondent à un log Koe égale ou supérieur à 7,9 (Arnot et Gobas, 2006). Par conséquent, la variation à cet extrême de la distribution des données ne peut donc pas être établie, et les résultats obtenus pour des valeurs extrêmes du log Koe doivent être considérés comme incertains.

Selon l’ETAD (1995), les caractéristiques moléculaires indiquant une absence de bioaccumulation sont un poids moléculaire supérieur à 450 g/mol et un diamètre transversal supérieur à 1,05 nm. D’après une étude récente menée par Dimitrov et al. (2002, 2005), la probabilité qu’une molécule traverse des membranes cellulaires à la suite d’une diffusion passive diminue de façon importante avec l’augmentation du diamètre transversal maximal (Dmax). Sakuratani et al.(2008) ont également étudié l’effet du diamètre transversal sur la diffusion passive à l’aide d’un ensemble d’essai comptant environ 1 200 substances chimiques nouvelles et existantes. Ils ont observé que les substances dont le potentiel de bioconcentration n’était pas très élevé avaient souvent un Dmax supérieur à 2,0 nm ainsi qu’un diamètre effectif (Deff) supérieur à 1,1 nm. Arnot et al. (2009) ont observé des exceptions à ces critères et, selon eux, les limites strictes concernant les dimensions moléculaires ne devraient pas être utilisées pour déterminer le potentiel de bioaccumulation. Ces limites peuvent toutefois venir appuyer de multiples éléments de preuve permettant de tirer une conclusion.

Le CHPD a un poids moléculaire de 413 g/mol, et ses conformères ont un diamètre transversal maximal (Dmax) de 1,5 à 2,3 nm et un diamètre effectif (Deff) de 0,9 à 1,3 nm, ce qui semble indiquer que l’orientation conformationnelle du CHPD dans l’environnement pourrait constituer un facteur important pour la réduction du taux d’absorption de cette substance dans les tissus du biote aquatique. Cependant, comme l’ont évoqué Arnot et al.(2010), il existe des incertitudes quant aux seuils proposés par Dimitrov et al.(2002, 2005) et Sakurataniet al.(2008), étant donné que les études sur le FBC utilisées pour calculer ces seuils n’ont pas fait l’objet d’évaluations critiques. Comme le soulignent Arnot et al. (2010), la taille moléculaire a un effet sur la solubilité et la capacité de diffusion dans l’eau et dans les phases organiques (membranes), et les plus grosses molécules peuvent avoir un taux d’absorption plus lent. Toutefois, ces mêmes contraintes liées aux facteurs cinétiques s’appliquent aux voies de diffusion de l’élimination chimique (c.-à-d., absorption lente = élimination lente). Un potentiel de bioaccumulation important peut donc s’appliquer aux substances qui sont soumises à un processus d’absorption lent, si elles sont biotransformées ou éliminées lentement par d’autres processus. Par conséquent, lorsqu’on évalue le potentiel de bioaccumulation, les données sur la taille moléculaire doivent être utilisées avec discernement et de pair avec des éléments de preuve pertinents.

En août 2009, Environnement Canada a reçu une étude sur la bioaccumulation par voie alimentaire chez les poissons, qui a été réalisée conformément à l’ébauche révisée des lignes directrices de l’OCDE pour les essais de produits chimiques, essai n° 305 sur l’absorption alimentaire chez les poissons (présentation de projet, 2009). Les aspects les plus importants de cette étude comprenaient le facteur de bioamplification (FBAm), les valeurs liées aux résidus tissulaires et l’efficacité calculée de l’assimilation alimentaire (efficacité d’absorption). L’examen effectué par Environnement Canada a montré que, même si la procédure utilisée pour les essais n’était qu’à l’étape d’ébauche, l’étude était de grande qualité et très fiable. L’annexe I présente le sommaire de rigueur d’études ainsi que les détails sur l’essai. Deux doses de CHPD, 100 µg/g et 1000 µg/g, ont été ajoutées à la nourriture donnée aux poissons. L’étude comprenait également une phase d’absorption de 20 jours, suivie d’une phase de dépuration de 28 jours. Les tissus des poissons ont été analysés par chromatographie liquide à haute performance (CLHP) et par spectroscopie à l’ultraviolet visible. La limite de dosage du CHPD dans les tissus était de 0,401 µg/g. Les taux de récupération dans la nourriture étaient élevés, soit de 97,5 % à 105,2 %. De l’hexachlorobenzène (HCB) a également été utilisé comme témoin positif. Les taux de récupération de cette substance dans la nourriture des poissons étaient élevés (87 % à 97 %). Les concentrations de CHPD à une dose de 100 µg/g étaient inférieures à la limite de dosage (0,401 µg/g) dans les tissus des poissons. Par conséquent, elles n’ont pu être utilisées pour obtenir des constantes pour les taux ou des valeurs pour le facteur de bioamplification (FBAm). Le tableau 6 ci-dessous résume les principaux résultats de l’étude pour la dose de 1000 µg/g.

Tableau 6. Résultats de l’étude sur le facteur de bioamplification du CHPD par voie alimentaire chez les poissons à une dose de 1000 µg/g (tirés de la présentation de projet, 2009)

Paramètre de l’essaiValeur
Phase d’absorption [jours]20
Phase de dépuration [jours]28
Taux d’ingestion alimentaire (I) [g nourriture/g poisson*j]0,03
Taux d’ingestion alimentaire (I) [corrigé pour les lipides]0,039
K global [jour-1]0,084
C0, dépuration [µg/g][1]1,923
Taux de croissance des poissons [jour-1]0,013
Cnourriture[µg/g]1000
K dépuration (corrigé pour la croissance) [jour-1]0,071
Efficacité d’assimilation (a)0,0063
FBAm0,0026
t 1/2(corrigée pour la croissance) [jours]9,706
Teneur de la nourriture en lipides [% lipides]11,0
Teneur en lipides des poissons au début [% lipides]8,5
[1] ln = 0,654

L’efficacité d’assimilation chimique (a) est calculée au moyen de l’équation suivante :

α = [C0,dépuration × kglobal / I × Cnourriture] × [1 / (1 - exp (-kglobal × t))]

Le facteur de bioamplification est calculé au moyen de l’équation ci-dessous.

BMF = [I × α] / kdépuration

La demi-vie corrigée pour la croissance est calculée de la façon suivante : t1/2 = 0,693×kdépuration-1.

Où :

a = efficacité d’assimilation;
C0,dépuration = concentration dans les poissons au début de la phase de dépuration (µg/g);
Kglobal = constante (sans correction pour la croissance) du taux de dépuration global (jour-1);
Kdépuration = constante du taux de dépuration corrigé pour la croissance (jour-1);
I = taux d’ingestion alimentaire (g nourriture/g poisson/jour);
Cnourriture = concentration dans la nourriture (mg/kg nourriture).

Les résultats de l’étude montrent que l’efficacité de l’assimilation du CHPD par voie alimentaire chez les poissons est très faible (0,6 %), ce qui peut être constaté par l’absence de détection dans le cas des traitements avec une dose de 100 µg/g et par les concentrations maximales de résidus dans les tissus de tout l’organisme, qui vont d’une valeur sous la limite de dosage (0,401 µg/g) jusqu’à 3,0 µg/g dans le cas du traitement avec une dose de 1000 µg/g. Ces résultats semblent indiquer que la métabolisation du CHPD est élevée dans l’intestin des poisons ou que la biodisponibilité est très faible durant la phase d’absorption, c’est-à-dire que le CHPD est excrété après son passage dans l’intestin. À l’inverse, l’efficacité de l’assimilation alimentaire du HCB (log Koe de 5,7) utilisé dans cette étude était de 55 %, ce qui est très semblable aux valeurs rapportées pour les substances organiques halogénées dont le log Koe est identique ou similaire (p. ex., Kelly et al., 2004). Il ressort des résultats pour le HCB qu’aucune interférence liée à l’essai ne limite l’efficacité d’absorption, et que l’efficacité d’assimilation pour le CHPD est valable.

La très faible efficacité d’absorption du CHPD et sa demi-vie relativement courte corrigée pour la croissance (9,7 jours), laquelle a été calculée à partir de la constante du taux de dépuration, permettent de penser que le CHPD est rapidement biotransformé. La combinaison de ces facteurs se traduira par une faible bioamplification. De fait, les résultats pour le FBAm et le FBAm normalisé pour les lipides sont très inférieurs à 1 (voir le tableau 6). Dans leur examen des FBAm tirés de la littérature, Kelly et al. (2007) ont observé que les produits chimiques qui se bioamplifient dans l’environnement (FBAm > 1) ont presque toujours un FBC et un FBA beaucoup plus élevés que 1 000, ne sont pas rapidement métabolisés et possèdent un log Koe supérieur à 3,5. Par conséquent, on peut s’attendre à ce que le FBC et le facteur de bioaccumulation (FBA) du CHPD soient inférieurs à 1 000. Le poids de la preuve pour ces diverses valeurs est expliqué ci-après.

Conclusion

La modélisation du potentiel de bioaccumulation des substances qui ont une faible biodisponibilité in situ et in vivo et qui se présentent sous la forme de particules solides denses aux températures ambiantes (bon nombre de colorants dispersés et de colorants solubles dans des solvants organiques sont des cristaux rigides), et l’utilisation de log Koe très incertains peuvent seulement générer des prévisions peu fiables. Par conséquent, on ne peut raisonnablement accorder une grande valeur aux résultats de la modélisation du CHPD. Dans ce cas précis, l’incertitude du modèle tend fortement vers un résultat faussement positif. Étant donné que l’exposition du biote aquatique au CHPD se ferait par l’entremise de l’alimentation, une place importante a été accordée à la nouvelle étude sur le FBAm par l’alimentation lors de l’évaluation des renseignements disponibles. Même si les données relatives au FBAm ne sont pas souvent disponibles pour la prise en compte du potentiel de bioaccumulation, ces données ont été incluses dans le poids de la preuve aux fins de la détermination du potentiel de bioaccumulation dans le cadre de la présente évaluation, compte tenu de la pertinence de l’exposition par voie de régime alimentaire. Une grande importance a également été accordée aux données sur les propriétés physiques et chimiques ainsi qu’aux caractéristiques moléculaires, et elles correspondent à ce à quoi on pourrait s’attendre en ce qui concerne le profil d’utilisation de cette substance. Ces données et caractéristiques appuient l’hypothèse selon laquelle la biodisponibilité et l’efficacité d’assimilation du CHPD sont faibles, ce qui se traduit par une faible accumulation dans le biote. Ce raisonnement est également appuyé par la nouvelle étude sur l’absorption alimentaire. Il permet de penser que tant le FBC que le FBA seraient bien inférieurs à 5000, comme l’indiquent les données sur le FBC pour les analogues d’autres colorants dispersés.

Par conséquent, il est proposé de conclure que le CHPD ne répond pas au critère de bioaccumulation (FBC, FBA > 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Évaluation des effets sur l’environnement

A - Dans le milieu aquatique

Des données empiriques et modélisées sur la toxicité du CHPD pour les organismes aquatiques ont été obtenues par des essais sur une algue (Desmodesmus subspicatus), un invertébré (Daphnia magna) et des poissons (tableaux 7a et 7b).

Tableau 7a. Données empiriques sur la toxicité aquatique

Organisme d’essaiType d’essaiParamètreValeur
(mg/L)
Référence
Desmodesmus subspicatus
(algue)
Toxicité chronique
(24 heures)
CMEOc[1]
CMEOr[2]
≤ 0,041Présentation de projet, 2008a
Daphnia Magna
(invertébré)
Toxicité chronique
(21 jours)
CSEO[3]≥ 0,019Présentation de projet, 2008d
[1] CMEOc - La concentration minimale avec effet observé est la plus faible concentration, au cours d’un essai sur la toxicité, à laquelle on obtient un effet statistiquement significatif, par comparaison aux témoins : taux de croissance de la population d’algues.
[2] CMEOr - La concentration minimale avec effet observé est la plus faible concentration, au cours d’un essai sur la toxicité, à laquelle on obtient un effet statistiquement significatif, par comparaison aux témoins :rendement de la population d’algues.
[3] CSEO - La concentration sans effet observé est la concentration la plus élevée, au cours d’un essai sur la toxicité, à laquelle on n’obtient pas d’effet statistiquement significatif, par comparaison aux témoins.

Dans une première étude empirique, des cultures d’algues vertes (Desmodesmus subspicatus) ont été exposées au CHPD (présentation de projet, 2008a, annexe I). Au cours de l’essai, la température de l’eau variait entre 21 et 25 °C et le pH, entre 7,5 et 8,2. La dureté se chiffrait à 22,5 mg/L, sous forme de CaCO3. Pour parvenir au maximum de solubilité dans l’eau, 1 mg de CHPD a été ajouté à chaque litre d’eau de dilution. Ensuite, la solution a été traitée pendant 1 h dans un bain à ultrasons et agitée pendant 24 h au moyen d’un agitateur magnétique. La partie non dissoute de la substance était éliminée par filtration (7 à 12 µm). Les organismes étaient exposés pendant 72 h au filtrat non dilué (1 mg/L, concentration nominale) et à une solution témoin, chaque traitement comptant 6 réplicats. La concentration de CHPD était mesurée dans l’eau utilisée pour l’essai au commencement et à la fin de la période d’exposition. Elles étaient respectivement de 0,040 à 0,041 mg/L et de 0,004 à 0,006 mg/L au commencement et à la fin de la période d’exposition. Les concentrations de CHPD n’étaient pas décelables dans les solutions témoins (< 0,002 mg/L). Des baisses marquées du taux de croissance et du rendement (~ 42 %) des algues exposées au CHPD à la limite de saturation ont été observées après 24 h comparativement à celles exposées aux solutions témoins (CMEOc et CMEOr ≤ 0,041 mg/L). On estime que cette étude est très fiable. L’annexe I présente le sommaire de rigueur de l’étude ainsi que les détails sur l’essai.

D’autres études ont porté sur les effets aigus et chroniques du CHPD sur Daphnia magna (présentation de projets, 2008c; 2008d). L’étude sur la toxicité aiguë (48 h) n’est pas suffisamment fiable du fait qu’il manque d’importants éléments d’information, tels que la mesure empirique de la substance dissoute, afin de confirmer la concentration d’exposition réelle et des détails sur la composition du mélange (présentation de projet, 2008c). Par contre, l’étude sur la toxicité chronique est très fiable (présentation de projet, 2008d). Dans cette dernière, des organismes (Daphnia magna) ont été exposés au CHPD pendant 21 jours en vue de mesurer leur reproduction, soit le nombre de descendants vivants par parent toujours en vie à la fin de la période d’essai. Au cours de l’essai, la température de l’eau variait entre 20,2 et 20,7 °C et le pH, entre 7,8 et 8,0. La dureté se chiffrait entre 287 et 300 mg/L, sous forme de CaCO3. Une solution ayant fait l’objet de la même préparation que celle présentée ci-dessus a également été utilisée pour cet essai. Les organismes ont été exposés pendant 21 h au filtrat non dilué (1 mg/L, concentration nominale) et à une solution témoin, chaque traitement comptant 10 réplicats. Les solutions ont été remplacées deux fois (en conditions semi-statiques) au cours de l’expérience. Les concentrations de CHPD ont été mesurées dans l’eau d’essai au début de l’essai et aux jours 2, 7, 9, 14 et 16. Elles variaient de 0,004 à 0,047 mg/L, alors que celles dans les témoins n’étaient pas décelables (< 0,002 mg/L). Cette étude n’a montré aucune réduction du nombre de descendants vivants produits par les daphnies exposées au CHPD à la limite de la saturation (CSEO ≥ 0,019) comparativement à celles exposées aux solutions témoins.

En outre, la modélisation fondée sur les RQSA a servi à estimer le potentiel de toxicité aquatique du CHPD. Le tableau 7b montre la valeur estimée de l’écotoxicité aiguë qui a été jugée fiable selon cette méthode. Cette valeur (0,004 mg/L) donne à penser que le CHPD est très dangereux pour le poisson, et elle se situe dans le même ordre que la valeur obtenue expérimentalement pour l’algue.

Tableau 7b. Données modélisées sur la toxicité aquatique du CHPD

Organisme d’essaiType d’essaiParamètreValeur (mg/L)Référence
PoissonToxicité aiguë
(14 jours)
CL50[1]0,004 mg/LECOSAR, 2004
[1] CL50- Concentration létale d’une substance pour 50 % des organismes d’essai.

Selon tous les renseignements présentés ci-dessus sur la toxicité, le CHPD est jugé très dangereux pour les algues et les poissons à des concentrations relativement faibles (c.-à-d., CMEO ou CL50 < 1,0 mg/L).

B - Dans d’autres milieux

Il n’existe pas de données expérimentales ou estimées sur les effets du CHPD sur les organismes non aquatiques autres que les mammifères dans aucun autre milieu. Toutefois, étant donné que le CHPD présente des propriétés de bioaccumulation faibles, on suppose que l’absorption de cette substance par les invertébrés benthiques et terrestres, à partir des sédiments et du sol, sera faible chez les poissons, les oiseaux ou les mammifères.

Évaluation de l’exposition de l’environnement

Aucune donnée sur les concentrations de cette substance dans l’eau de surface au Canada n’a été répertoriée. Les concentrations dans l’environnement ont donc été évaluées sur la base des renseignements disponibles, y compris les estimations relatives aux quantités de la substance, aux taux de rejets et aux plans d’eau récepteurs. Les analyses effectuées dans le lixiviat de dix sites d’enfouissement au Canada n’ont pas permis de déceler la présence de CHPD (Conestoga-Rovers & Associates, 2009). La limite de détection était de 32 ng/L et la limite de dosage était de 108 ng/L (Balakrishnan et Palabrica, 2010).

A - Rejets industriels

Étant donné que le CHPD est utilisé dans un cadre industriel et qu’on prévoit des rejets de cette substance dans l’eau, un scénario prudent (mais élaboré) de rejets industriels est utilisé pour estimer la concentration de la substance dans l’eau à l’aide de l’outil d’exposition générique industriel - milieu aquatique (Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic, ou IGETA) d’Environnement Canada (2009a). Le scénario est prudent, c’est-à-dire que l’on se base sur la quantité la plus élevée de la substance dans la fourchette des quantités déclarées; quantité utilisée par une seule petite installation industrielle hypothétique. La perte dans les égouts est présumée être de 2,35 % de la quantité totale de la substance utilisée, et découle principalement des activités de manutention des contenants et de confection de mélanges. Le scénario présume également que les rejets se produisent 250 jours par an, habituellement pour les petites et moyennes installations, et qu’ils sont envoyés dans une usine de traitement des eaux usées avec un taux d’élimination de 87,1 %, d’après le modèle AS Treat 1.0 (Environnement Canada, 2009b). Un petit site est estimé présenter un débit de l’effluent de l’usine de traitement des eaux usées au 10e centile (3 456 m3/jour) des taux de rejets de l’usine de traitement des eaux usées observés partout au Canada. Le facteur de dilution est présumé être 10 pour tenir compte de la capacité de dilution des eaux réceptrices pour l’effluent de l’usine de traitement des eaux usées. D’après les hypothèses susmentionnées, la quantité totale de CHPD utilisé dans un cadre industriel (1 000 kg/an) constitue le pire scénario puisqu’elle représente la plus grande quantité possible dans la fourchette des quantités déclarées. Elle entraîne ainsi une concentration aquatique de 0,00035 mg/L (Environnement Canada, 2009b).

Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche suivie dans la présente évaluation préalable consistait à examiner les divers renseignements à l’appui et à tirer des conclusions suivant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprennent les résultats d’un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources et le devenir de la substance dans l’environnement.

Le CHPD devrait être persistant dans l’eau, le sol et les sédiments, et devrait aussi avoir un faible potentiel de bioaccumulation. L’importation de CHPD au Canada et les renseignements sur son utilisation indiquent qu’il existe un potentiel de rejet dans l’environnement canadien. Une fois dans l’environnement, le CHPD demeurera principalement dans le sol et les sédiments. Il a également été démontré qu’il présentait un potentiel de toxicité relativement élevé pour les organismes aquatiques.

Une analyse du quotient de risque, fondée sur une estimation de la pire éventualité de l’exposition et sur les renseignements liés à la toxicité, a été réalisée pour le milieu aquatique afin de déterminer si cette substance pourrait avoir des effets nocifs sur l’environnement au Canada. Selon le scénario des rejets industriels décrit précédemment, la concentration environnementale estimée (CEE) est de 0,00035 mg/L (Environnement Canada, 2009c). Une concentration estimée sans effet (CESE) a été déterminée pour les algues à partir de la valeur de toxicité aiguë de 0,041 mg/L, en divisant cette valeur par un facteur d’évaluation de 100 afin de tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité ainsi que d’estimer une concentration sans effet à long terme à partir d’une CL50) à court terme. Cette CESE est de 0,00041 mg/L. Le quotient de risque (CEE/CESE) se chiffre à 0,86. D’après les hypothèses prudentes utilisées pour prévoir le potentiel d’exposition, les rejets actuels ne devraient pas être suffisamment élevés pour nuire aux organismes aquatiques.

Une fois rejeté dans l’eau, le CHPD devrait se retrouver entièrement dans les sédiments en raison de son caractère très hydrophobe. En outre, le CHPD, qui peut pénétrer dans le sol à partir des boues activées utilisées couramment pour amender les sols ou à la suite de l’élimination de produits qui libèrent cette substance en se dégradant, aura tendance à demeurer dans ce milieu. L’efficacité de la reproduction de Daphnia magna n’a pas connu de diminution dans l’eau, et aucune toxicité aiguë (mortalité) n’a été observée. L’extrapolation des données sur les organismes pélagiques aux espèces d’arthropodes présentes dans les sédiments et le sol devrait se traduire par des quotients de risque semblables à celui pour l’eau.

Compte tenu du fait 1) que les quantités de CHPD utilisées actuellement et que les rejets en découlant sont relativement faibles; 2) que le CHPD présente un faible potentiel de bioaccumulation et ne devrait pas se bioaccumuler de façon importante ni se bioamplifier dans les réseaux trophiques; et 3) que les scénarios d’exposition fondés sur des hypothèses prudentes montrent qu’il est peu probable que cette substance présente un risque pour les organismes, il est conclu que le potentiel du CHPD d’avoir des effets nocifs sur l’environnement au Canada est faible.

Incertitudes de l’évaluation du risque écologique

Étant donné que le CHPD est utilisé dans d’autres pays, il est possible qu’il entre sur le marché canadien comme composant d’articles manufacturés ou de produits de consommation. Par conséquent, il est reconnu que la quantité de CHPD rejetée dans certains milieux environnementaux peut être plus élevée que celle estimée dans la présente évaluation.

Peu de données expérimentales sur les propriétés physiques et chimiques, l’écotoxicité, la dégradation ou la bioaccumulation du CHPD ont été relevées. Des modèles RQSA ont donc été utilisés seuls ou avec les données expérimentales pour évaluer ces propriétés. Par contre, il existe des incertitudes associées à l’utilisation de modèles RQSA. En outre, le CHPD fait partie d’une classe de colorants qui n’est pas bien représentée dans les ensembles d’étalonnage des modèles. Quant au log Koe, il est très difficile de déterminer expérimentalement des valeurs supérieures à 8. Ainsi, les produits chimiques dont le log Koe est estimé à plus de 8 tombent probablement hors du domaine de modélisation et pourraient être surestimés. Le log Koe du CHPD est estimé à 7,88.

Pour ce qui est de l’écotoxicité, le comportement de répartition prévu de ce produit chimique montre que les données disponibles sur les effets ne permettent pas d’évaluer l’importance du sol et des sédiments comme milieu d’exposition. En effet, les seules données sur les effets qui ont été relevées s’appliquent principalement à l’exposition des organismes pélagiques, même si la colonne d’eau n’est probablement pas le milieu le plus préoccupant d’après les estimations sur la répartition. Pour pallier ces incertitudes, il serait préférable de disposer de données sur la toxicité de cette substance pour les organismes benthiques.

Finalement, on s’attend à ce que la quantité de CHPD qui devrait se retrouver dans le sol et les sédiments soit faible, d’après l’outil de débit massique et la répartition ultérieure de cette substance. Les niveaux d’exposition pourraient augmenter dans ces milieux en raison de la répartition du CHPD, de sa persistance et du fait qu’il pourrait s’accumuler au fil des ans.

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Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

Selon les renseignements présentés en vertu de l’article 71 de la LCPE (1999) [Environnement Canada, 2007a], le CHPD est principalement utilisé au Canada comme colorant dans les plastiques.

Aucun rejet de CHPD dans l’air, l’eau ou le sol n’a été déclaré d’après les réponses à l’avis publié en vertu de l’article 71 de la LCPE (1999) [Environnement Canada, 2007a]. Faute de données relatives à la surveillance et aux rejets, les concentrations environnementales de CHPD ont été estimées en fonction de la quantité commercialisée supérieure au seuil de déclaration pour l’année 2006. Les pourcentages de perte ont été estimés au moyen de l’outil de débit massique (voir le tableau 3) [Environnement Canada, 2008b).

En utilisant la limite supérieure de la quantité de CHPD importée, 1 000 kg, les quantités maximales rejetées ont été estimées à 4 kg dans l’air, 34 kg dans l’eau et 2 kg dans le sol. Les concentrations de CHPD dans les différents milieux naturels ont été estimées à partir de ces rejets au moyen de ChemCAN, un modèle d’exposition environnementale propre au Canada (ChemCAN, 2003). La valeur estimée de la limite supérieure de l’exposition dans les milieux naturels basée sur ces concentrations prévues dans l’environnement était de l’ordre de grandeur de nanogrammes (10-6 mg) par kilogramme de poids corporel (kg p.c.) par jour.

Comme l’indique la section portant sur les utilisations, le CHPD est utilisé sous le nom commercial Macrolex Yellow 6G pour la fabrication de bouteilles de boissons gazeuses. Une valeur prudente de 17 ng/kg p.c. par jour a été établie pour l’absorption journalière potentielle liée à cette utilisation (10 mai 2010; communication personnelle adressée au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes par la Direction des aliments, Santé Canada; source non citée).

Par conséquent, on estime que le potentiel maximal d’exposition de la population générale au CHPD à partir des milieux naturels et de la nourriture se situe dans l’ordre des nanogrammes (10-6 mg/kg p.c. par jour).

Aucune donnée toxicologique n’a été répertoriée pour le CHPD. Les données limitées obtenues à l’aide des modèles R(Q)SA indiquent un faible potentiel de risque, et il a été déterminé que le CHPD ne constituait pas un risque élevé pour la santé humaine. Les programmes R(Q)SA (DEREK, TOPKAT, Casetox, Toxtree et Leadscope Model Applier) n’ont produit aucune prévision indiquant que cette substance représentait un risque. Comme les renseignements concernant les effets du CHPD sur la santé étaient très limités et qu’aucune information n’a été relevée concernant les effets sur la santé liés à des analogues pertinents, le niveau de confiance à l’égard de la base de données sur les effets sur la santé est jugé très faible.

Dans l’ensemble, l’exposition de l’ensemble de la population est considérée comme faible; par conséquent, le risque pour la santé humaine est également jugé faible.

Incertitudes de l’évaluation des risques pour la santé humaine

Le niveau de confiance à l’égard de la base de données toxicologiques est réputé très faible en raison de l’information limitée disponible. Aucune donnée n’a été relevée dans la littérature à propos des concentrations de CHPD dans les milieux naturels. Néanmoins, le niveau de confiance est élevé quant au fait que l’exposition au CHPD à partir de sources environnementales est faible. Les estimations de la limite supérieure des rejets de cette substance sont fondées sur la quantité totale de CHPD importée en 2006 et sur les pourcentages de rejet prévus par l’outil de débit massique; par conséquent, elles sont jugées très prudentes.

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Conclusion

D’après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable finale, le CHPD ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l’environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

Selon les renseignements disponibles sur les activités au Canada qui comportent une quantité de CHPD au-dessus du seuil de déclaration, l’exposition de l’ensemble de la population canadienne est considérée comme faible. Étant donné qu’aucun danger lié à la santé humaine n’a été relevé, le risque pour la santé humaine est considéré comme faible. On estime donc que le CHPD ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Il est donc conclu que le CHPD ne correspond pas à la définition de « substance toxique » énoncée dans l’article 64 de la LCPE (1999). De plus, cette substance répond au critère de persistance, mais non au critère de bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

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Annexe I : Sommaire de rigueur d’études

Description de l’évaluation de la fiabilité

Une approche semblable à celle de Klimisch et al.(1997) a été établie pour évaluer la fiabilité des études relatives aux principaux paramètres écologiques (soit la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques, le potentiel de bioaccumulation et la persistance). L’approche comporte l’utilisation d’un formulaire normalisé pour sommaires de rigueur d’études, y compris un système de notation permettant d’évaluer quantitativement les études. Une adaptation des modèles de sommaires de rigueur d’études de l’OCDE (OCDE, 2009), le Sommaire de rigueur d’études (SRE) comprend une liste de vérification de points ou de critères (colonne 2 du SRE) concernant l’identité de la substance, la méthode ou le protocole expérimental, l’organisme d’essai, la conception et les conditions précises des essais, la pertinence sur le plan écologique et les résultats. La plupart des points sont pondérés en fonction de leur criticité en ce qui concerne la qualité et la fiabilité de l’étude (colonne 3). Les points considérés les plus importants ou les plus critiques (qui décrivent des paramètres ou des facteurs influant de la façon la plus directe sur la qualité de l’étude) reçoivent une note plus élevée (3 points), tandis que les points moins critiques se voient attribuer une note moins élevée (1 ou 2 points). Pour chacun des points, l’évaluateur doit indiquer par « oui », par « non » ou par « sans objet (s.o.) » si le point a été traité convenablement ou non dans le cadre de l’étude (colonne 4). La colonne 5 du SRE sert à fournir des précisions sur les points.

Lorsque les réponses à tous les points ont été indiquées dans la colonne 4, le calcul de la note globale de l’étude présentée dans le RSE s’effectue de la façon suivante :

Note globale de l’étude (%) = ΣPOui / ΣPOui+Non × 100 %

Où :

POui = pondération des réponses « oui » applicables;
POui + Non = pondération des réponses « oui » et « non » applicables.

Le code et la catégorie de fiabilité correspondant à la note globale sont déterminées à l’aide des quatre catégories adaptées à partir de l’approche de Klimisch et fondées sur les fourchettes de notes présentées dans le tableau A.

Tableau A. Grille de notation liée à la fiabilité globale de l’étude

Code de fiabilitéCatégorie de fiabilitéFourchette des notes globales de l’étude
1Confiance élevée≥ 80 %
2Confiance satisfaisante60 – 79 %
3Confiance faible40 – 59 %
4Inacceptable< 40 %

Formulaire pour sommaires de rigueur d’études : organismes aquatiques B

PointPondérationOui/nonPrécisions
1Référence : 20281Challenge005 – Étude sur la bioaccumulation du CHPD par voie alimentaire chez les poissons (présentation de projet, 2009)
2Identité de la substance : n° CASs.o.O54079-53-7
3Identité de la substance : nom(s) chimique(s)s.o.O[(4-{[2-(4-Cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino} -2-méthylphényl)méthylène]malononitrile (CHPD)
4Composition chimique de la substance2O 
5Pureté chimique1N 
6Indication de la persistance ou de la stabilité de la substance en milieu aquatique?1 Sans objet
7Si le matériel d’essai est radiomarqué, est-ce que la ou les positions précises du ou des atomes marqués ainsi que le pourcentage de radioactivité associé aux impuretés ont été rapportés?2 s.o.
Méthode
8Référence1O 
9Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?3OL’étude a été menée conformément à l’« étude sur la bioaccumulation par voie alimentaire chez les poissons – protocole de base » et le « document de référence de l’étude/du protocole sur l’absorption alimentaire chez les poissons ». Les conditions d’essai générales étaient celles de la LD 305 de l’OCDE – Bioconcentration : Essai dynamique chez le poisson (juin 1996), qui équivaut à la méthode C.13 du Règlement du Conseil de l’Union européenne n° 440/2008, Biokonzentration: Durchfluss-Fischtest (2008). Le protocole d’étude suivi (305e de l’OCDE) est à l’étape d’ébauche (la moitié des points est donnée pour ce point).
10Justification de la méthode ou du protocole dans le cas de l’utilisation d’une méthode non normalisée2 Sans objet
11BPL (bonnes pratiques de laboratoire)3OOui, le certificat des BPL est fourni.
Organisme d’essai
12Identité de l’organisme : noms.o.ODanio rerio(nom scientifique antérieur Brachydanio rerio) Nom commun : poisson zèbre
13Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?1OLes deux
14Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai1ODe 3 à 5 mois (de la réception jusqu’à la fin des essais)
15Longueur et/ou poids1O3,2 cm (écart-type = 0,17 cm); 325,2 mg (écart-type = 56,4 mg)
16Sexe1 Sans objet (maturité non atteinte)
17Nombre d’organismes par réplicat1O6
18Charge en organismes1O0,19 à 0,62 g/L
19Type de nourriture et périodes d’alimentation pendant la période d’acclimatation1OTetra MinMDMini Granules, Tetra GmbH, Charge n° 280353 (44,0 % de protéines brutes; 11,0 % de lipides bruts; 2,0 % de fibres brutes; 9,0 % de frêne brut; 8,0 % d’eau).
3 % de poids humide par jour donné en 2 portions (une vers 10 h et l’autre vers 14 h au moyen d’un distributeur automatique d’aliments).
Conception et conditions des essais
20Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)s.o.OLaboratoire
21Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)s.o.ONourriture
22Durée de l’expositions.o.O20 jours (absorption); 28 jours (dépuration)
23Nombre de réplicats (y compris les témoins)1OOui. Réplicats du nombre de poissons échantillonnés par période d’échantillonnage = 3 pour les poissons témoins et 3 pour les poissons exposés
24Concentrations1O100 µg/g et 1000 µg/g (dans la nourriture)
25Type/composition de la nourriture et périodes d’alimentation (pendant l’essai)1OMême nourriture et même concentration comme ci-dessus, mais la nourriture est contaminée de la substance d’essai et d’hexachlorobenzène (HCB) (groupe témoin positif)
26Si le rapport FBC/FBA a été utilisé comme dérivé de la concentration du produit chimique dans l’organisme et dans l’eau, est-ce que la durée de l’expérimentation était égale ou plus longue que le temps requis pour que la concentration du produit chimique atteigne un état stable?3 Sans objet. Il s’agit d’un essai par voie de régime alimentaire. Le FBAm a été obtenu dans un délai suffisant pour atteindre un état stable. Les courbes cinétiques sont fournies.
27Si le rapport FBC/FBA correspond au rapport entre la concentration du produit chimique dans l’organisme et dans l’eau, est-ce que les concentrations mesurées dans l’organisme et dans l’eau ont été déclarées?3 Sans objet. Il s’agit d’un essai par voie de régime alimentaire. Les concentrations dans l’organisme et dans la nourriture ont été déclarées durant les étapes d’absorption et d’élimination.
28Les concentrations dans les eaux d’essai ont-elles été mesurées périodiquement?1OLes concentrations ont été mesurées dans les eaux de dilution d’essai (avant les essais), mais cela n’est pas pertinent pour les résultats des essais.
29Les conditions du milieu d’exposition pertinentes pour cette substance sont-elles indiquées? (p. ex. pour la toxicité des métaux – pH, COD/COT, dureté de l’eau, température)3OConditions indiquées : Plage d’oxygène dissous : > 60 %; Plage de pH : 7,6 à 8,0; Plage de température : 20 à 25 ºC; Dureté totale : 249,9 mg/L
30Photopériode et intensité de l’éclairage1O16 h de lumière; 8 h d’obscurité; intensité non mentionnée
31Préparation de solutions mères et de solutions d’essai1O 
32Intervalles des contrôles analytiques1O 
33Méthodes statistiques utilisées1OP. ex. régressions
34Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?s.o.OLa substance d’essai et la substance du groupe témoin positif ont été dissoutes dans un mélange d’agents solubilisants (45 % de 1,4-Dioxane, 45 % de tétrahydrofurane, 10 % d’acétone) avant d’être incorporées à la nourriture.
Renseignements d’intérêt pour la qualité des données
35L’organisme d’essai convient-il à l’environnement canadien?3OIl s’agit d’une espèce à l’essai standard utilisée pour les essais d’écotoxicité.
36Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?1O 
37Le type et la conception du système (statique, semi-statique, dynamique; ouvert ou fermé; etc.) correspondent-ils aux propriétés de la substance et à la nature ou aux habitudes de l’organisme?2ORenouvellement continu
38Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement canadien (de 6 à 9)?1O7,6 à 8,0
39La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement canadien (5 à 27 °C)?1O20 à 25 ºC
40Est-ce que le contenu en lipides (ou FBA/FBC normalisé par rapport aux lipides) a été indiqué?2OUn facteur de bioamplification normalisé pour les lipides (FBAm) pourrait être calculé.
41Est-ce que les concentrations mesurées d’un produit chimique dans les eaux d’essai étaient plus basses que la solubilité du produit?3 Sans objet : la substance d’essai est dans la source de nourriture.
42Si une substance radiomarquée a été utilisée, est-ce que le FBC a été déterminé d’après le composé d’origine (et non d’après les résidus radiomarqués)?3 Sans objet
Résultats
43Les paramètres déterminés (FBA, FBC) et leurs valeurss.o.s.o.Facteur de bioamplification (FBAm) = 0,0026
44FBA ou FBC déterminés comme : 1) le rapport entre la concentration en produit chimique dans l’organisme et dans l’eau, ou 2) le rapport entre les constantes d’absorption et d’élimination de la substance chimiques.o.s.o.Sans objet. Le FBAm est fondé sur le taux d’alimentation, l’efficacité de l’assimilation alimentaire et la cinétique de dépuration; il ne s’agit pas donc pas d’un essai à l’état stable.
45Le FBA/FBC a-t-il été déterminé d’après un 1) échantillon de tissu ou 2) l’organisme entier?s.o.s.o.Le FBAm a été déterminé d’après 2) l’organisme entier.
46Le FBA/FBC utilisé était-elle la valeur 1) moyenne ou 2) maximale?s.o.s.o.Sans objet. Le FBAm représente l’étude cinétique.
47Note : ... %93,2 %
48Code de fiabilité d’Environnement Canada :1
49Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :Confiance élevée
50CommentairesOn estime que l’étude est fiable à un haut degré de confiance. L’ébauche du protocole 305e de l’OCDE sur l’absorption alimentaire a été respectée et le HCB a été utilisé comme composé de référence (groupe témoin positif) au cours de l’essai, qui a démontré un bon rendement (p. ex., l’efficacité de l’assimilation alimentaire est très bonne et correspond aux valeurs déclarées pour le HCB dans d’autres essais par voie de régime alimentaire). Il ressort également des résultats pour le HCB qu’aucune interférence liée à l’essai ne limite l’efficacité d’absorption, et que l’efficacité d’assimilation pour le CHPD est valable.

 Formulaire pour sommaire de rigueur d’études : toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques

PointPondérationOui/nonPrécisions
1Référence : 20281Challenge003 – Essai d’inhibition de la croissance des algues en présence de CHPD (présentation de projet, 2008a)
2Identité de la substance : n° CASs. o.O54079-53-7
3Identité de la substance : nom(s) chimique(s)s. o.O[[4-[[2-(4-cyclohexylphénoxy)éthyl]éthylamino]-2-méthylphényl]méthylène]malononitrile - « CHPD »
4Composition chimique de la substance2O 
5Pureté chimique1O99,20 %
6Indication de la persistance ou de la stabilité de la substance en milieu aquatique?1N 
Méthode
7Référence1O 
8Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale ou autre)?3OOCDE N° 201, essai d’inhibition de la croissance algale (2006)
9Justification de la méthode ou du protocole dans le cas de l’utilisation d’une méthode non normalisée2 Sans objet
10BPL (bonnes pratiques de laboratoire)3O 
Organisme d’essai
11Identité de l’organisme : noms. o.ODesmodesmus subspicatus (anciennement Scenedesmus subspicatus)
12Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?1O 
13Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai1O 
14Longueur ou poids1 Sans objet
15Sexe1 Sans objet
16Nombre d’organismes par réplicat1ODensité cellulaire initiale
17Charge en organismes1ODensité cellulaire initiale
18Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation1 Sans objet
Conception et conditions des essais
19Type d’essai (toxicité aiguë ou chronique)s. o. Toxicité chronique
20Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)s. o.OLaboratoire
21Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)s. o.OEau
22Durée d’expositions. o.O72 heures
23Témoins négatifs ou positifs (préciser)1ONégatifs
24Nombre de réplicats (y compris les témoins)1O6
25Des concentrations nominales sont-elles indiquées?1O1 mg/L
26Des concentrations mesurées sont-elles indiquées?3OTémoin : < 0,002; exposés, plage de 0,004 à 0,041 mg/L
27Type de nourriture et périodes d’alimentation durant les essais à long terme1 Sans objet
28Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (spécialement dans les essais de toxicité chronique)?1OCommencement et fin de l’essai
29Les conditions du milieu d’exposition pertinentes pour la substance sont-elles indiquées (p. ex., pour la toxicité des métaux - pH, COD/COT, dureté de l’eau, température)?3OOxygène dissous : non déclaré
Plage de pH : 7,5 à 8,2
Plage de température : 21 à 25 ºC (contenant) Dureté totale : 22,5 mg/L
30Photopériode et intensité de l’éclairage1N60 à 120 µE/m2/s, soit de 4000 à 8000 lux; photopériode non indiquée?
31Préparation de solutions mères et de solutions d’essai1O 
32Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?1N 
33Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, sa concentration est-elle indiquée?1 Sans objet
34Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, des données sont-elles fournies sur son écotoxicité?1 Sans objet
35Intervalles des contrôles analytiques1O 
36Méthodes statistiques utilisées1 Sans objet
Renseignements d’intérêt pour la qualité des données
37Le paramètre déterminé est-il directement attribuable à la toxicité de la substance, et non à l’état de santé des organismes (p. ex., lorsque la mortalité des témoins est > 10 %) ou à des facteurs physiques (p. ex., effet d’ombrage)?s. o.OCMEOcr (24 h) ≤ 0,041 mg/L[1]
38L’organisme d’essai convient-il à l’environnement canadien?3O 
39Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?1O 
40Le type et la conception du système (statique, semi-statique, dynamique; ouvert ou fermé; etc.) correspondent-ils aux propriétés de la substance et à la nature ou aux habitudes de l’organisme?2OStatique
41Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement canadien (6 à 9)?1O 
42La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement canadien (5 à 27 °C)?1O 
43La valeur de la toxicité était-elle inférieure à celle de la solubilité de la substance dans l’eau?3OCMEOcr (24 h) ≤ 0,041 mg/L[1]
Résultats
44Valeurs de la toxicité (indiquer paramètres et valeurs)s. o.s. o.CEcr10, CEcr50 (0 à 48 h) > 1 mg/L[2]
45Autres paramètres indiqués - p. ex., FBC/FBA, CMEO/CSEO (préciser)?s. o.OCSEOcr ≥ 1 mg/L[3]
46Autres effets nocifs indiqués (cancérogénicité, mutagénicité, etc.)?s. o.N 
47Note globale : ... %92,5
48Code de fiabilité d’Environnement Canada :1
49Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :confiance élevée
50CommentairesOn estime que l’étude est fiable à un haut degré de confiance. Toutefois, les résultats déclarés (cellules G51 et G52) auraient pu inclure le taux de croissance et le rendement après 24 h. Ces paramètres ont de faibles valeurs et l’effet est statistiquement significatif (p < 0,05, test Mann-Whitney U). Par conséquent, une valeur après 24 h de CMEOcr ≤ 0,041 mg/L aurait pu être déclarée, et elle indique un effet toxique intrinsèque exercé par la substance. Les algues paraissent s’être rétablies puisqu’il n’existait plus de différence significative concernant ces paramètres après 48 h (p > 0,05, test Mann-Whitney U). Les données portent toutefois à penser que le rétablissement est attribuable à la baisse de la concentration de la substance dissoute dans l’eau servant aux essais, qui est passée de 0,041/0,040 à 0,006/0,004 mg/L du commencement à la fin de l’essai. Cette baisse est probablement attribuable à l’adsorption de cette substance sur les parois des erlenmeyers puisqu’elle est persistante et très peu volatile. Compte tenu de ce que l’effet marqué qui est observé après 24 h est probablement attribuable à la substance, la CMEO est jugée valable même si la durée d’exposition était inférieure à la durée totale habituelle, qui est plus conforme aux pratiques. Commentaires additionnels : 1) Les données brutes après 72 h auraient pu être déclarées pour des raisons d’exhaustivité. 2) Concernant la filtration, le document de l’OCDE (2000) indique que la porosité des filtres de l’ordre de 0,22 à 0,45 µm peut permettre d’obtenir une séparation adéquate et que la matrice des filtres devrait être faite de matière inerte (c.-à-d., ne réagissant pas physiquement et chimiquement avec les substances à l’essai). La nature de cette matrice n’a pas été déclarée et la porosité des filtres était de 7 à 12 µm.Cependant, on estime qu’une exposition maximale a été obtenue et qu’une porosité plus grande n’a pas abaissé les concentrations efficaces.
[1] CMEOcr – La concentration minimale avec effet observé est la concentration la plus faible mesurée lors d’un essai de toxicité qui a un effet statistiquement significatif par comparaison avec les témoins, où c = rythme de croissance et r = rendement (variation de la biomasse).
[2] CEcr10;CEcr50- La concentration d’une substance qui réduirait le rythme de croissance (c) ou le rendement (variation de la biomasse) (r) de 10 % ou de 50 % des organismes d’essai.
[3] CSEOcr – La concentration sans effet observé est la concentration la plus élevée ne causant pas d’effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité, où c = rythme de croissance et r = rendement (variation de la biomasse).

Note de bas de page

[1] Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° 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.

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