Évaluation préalable pour le Défi concernant le

4-[(2,6-Dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4-nitrophényl)aniline

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
72927-94-7


Environnement Canada
Santé Canada

Août 2009

Synopsis

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 4-[(2,6-Dichloro-4-nitrophenyl)azo]-N-(4-nitrophenyl)aniline (DNAN), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est le 72927-94-7. Une priorité élevée a été accordée à l’évaluation préalable de cette substance inscrite au Défi, parce qu’elle répondait aux critères environnementaux de la catégorisation écologique relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains et parce que l’on croit qu’elle est commercialisée au Canada.

L’évaluation des risques que présente la DNAN 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 figurant sur la Liste intérieure. Par conséquent, la présente évaluation est axée sur les renseignements utiles à l’évaluation des risques pour l’environnement.

La DNAN est un composé organique dont on a déjà déclaré l’utilisation au Canada comme colorant. Elle n’est pas produite naturellement dans l’environnement. Pour 2005 et 2006, on n’a rapporté aucune information sur la fabrication ou l’importation de cette substance en quantités supérieures à son seuil de déclaration de 100 kg établi par l’article 71 (100 kg par année). Selon les modes d’utilisation connus de colorants azo à structure semblable, on suppose, dans la présente évaluation, que la DNAN est utilisée dans l’industrie textile.

Selon les modes d’utilisation signalés au Canada et certaines hypothèses, la plus grande partie de cette substance devrait être rejetée dans des sites d’élimination des déchets solides (85,2 %), mais on estime qu’une proportion significative est rejetée dans les eaux usées (14,8 %). On croit que la DNAN n’est ni soluble dans l’eau, ni volatile, mais qu’elle devrait se déplacer vers les particules à cause de son caractère hydrophobe. Ainsi, après son rejet dans l’eau, cette substance devrait se répartir principalement dans les sédiments et, dans une moindre mesure, dans les sols agricoles amendés avec des boues d’égout. La DNAN ne devrait pas se retrouver en quantités significatives dans d’autres milieux, et il est peu probable qu’elle fasse l’objet de transport atmosphérique à grande distance.

Compte tenu de ses propriétés physiques et chimiques, on croit que la DNAN est persistante dans l’environnement (dans l’eau, les sédiments et le sol). Toutefois, selon de nouvelles données expérimentales sur le potentiel de bioaccumulation d’un composé analogue à structure relativement semblable, on croit que ce colorant présente un faible potentiel d’accumulation dans les tissus lipidiques des organismes. Elle satisfait donc aux critères de persistance, mais non aux critères de bioaccumulation, établis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. De plus, les données expérimentales sur la toxicité de composés analogues permettent de croire que de faibles concentrations de DNAN n’ont pas d’effets nocifs chez les organismes aquatiques.

Aux fins de la présente évaluation préalable, on a retenu un scénario d’exposition très prudent selon lequel une installation industrielle (le plus grand importateur de ce colorant) a rejeté la DNAN à un seul point de rejet dans un plan d’eau récepteur relativement petit. La concentration environnementale estimée pour l’eau était inférieure à la concentration sans effet estimée calculée pour les organismes aquatiques sensibles. De plus, étant donné que la DNAN peut être utilisée dans des produits de consommation, on a également élaboré un scénario prudent pour leur rejet, fondé sur la quantité estimée de DNAN dans le commerce au Canada. Selon ce scénario, les concentrations environnementales estimées modélisés dans tous les cours d’eau devraient être inférieures à la concentration sans effet estimée.

Cette substance s’inscrira dans la prochaine mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l’évaluation préalable.

D’après les renseignements disponibles, la DNAN ne remplit aucun des critères de l’article 64 de la LCPE (1999).

Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 [LCPE (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 les résultats de cette évaluation, les ministres peuvent proposer de ne rien faire à l’égard de la substance, de l’inscrire sur la Liste des substances d’intérêt prioritaire en vue d’une évaluation plus détaillée ou de recommander son inscription sur la Liste des substances toxiques de l’annexe 1 de la Loi et, s’il y a lieu, sa quasi-élimination.

En se fondant sur 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 :

  • celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l’on croit être commercialisées au Canada;
  • celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d’exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d’exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d’autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d’intention dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada, 2006a), dans lequel ils priaient l’industrie et les autres parties intéressées 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 d’importance prioritaire

On a décidé d’accorder une attention hautement prioritaire à l’évaluation des risques pour l’environnement de la 4-[(2,6-Dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4nitrophényl)aniline (DNAN), car cette substance a été jugée persistante, bioaccumulable et intrinsèquement toxique pour les organismes aquatiques et il semble qu’elle est commercialisée au Canada. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 16 février 2008 (Canada, 2008). En même temps a été publié le profil de cette substance, qui présentait l’information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements relatifs aux utilisations de la substance ont été communiqués en réponse au Défi.

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. La présente évaluation est donc axée principalement sur les renseignements présentant de l’intérêt pour l’évaluation des risques touchant l’environnement.
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 :

  • « […] est toxique toute substance qui pénètre ou peut pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à :
    • a) avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique;
    • b) mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie;
    • c) constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines. »

Les évaluations préalables étudient les renseignements scientifiques et élaborent des conclusions fondées sur la méthode préventive et sur celle du poids de la preuve.

La présente évaluation préalable 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 ont été relevées dans des publications originales, des rapports de synthèse et d’évaluation, des rapports de recherche de parties intéressées et d’autres documents consultés lors de recherches documentaires menées récemment, jusqu’en août 2008, qui portent sur l’exposition, les incidences et l’environnement. Les principales études ont fait l’objet d’une évaluation rigoureuse et en général, seuls les résultats des études de qualité élevée ont été utilisés dans la formulation des conclusions, même si les résultats des autres études et modélisations peuvent avoir été pris en compte dans l’établissement du poids de la preuve. Lorsqu’ils étaient disponibles et pertinents, les renseignements présentés dans l’évaluation des dangers provenant d’autres instances ont également été pris en compte. L’évaluation préalable n’est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Elle fait plutôt état des études et des éléments d’information les plus importants pour appuyer la conclusion.

L’évaluation préalable 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 de ces ministères. Cette évaluation préalable a fait l’objet d’une étude consignée par des pairs. Bien que des 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 des risques. De plus, une version provisoire de la présente évaluation préalable a fait l’objet d’une consultation publique de 60 jours. Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance 4-[(2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4-nitrophényl)aniline est appelée DNAN. Les renseignements liés à la substance sont inclus dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS)

72927-94-7

Nom dans la LIS

4-[(2,6-Dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4-nitrophényl)aniline

Noms dans les inventaires1

Benzenamine, 4-[(2,6-dichloro-4-nitrophenyl)azo]-N-(4-nitrophenyl)- (TSCA, DSL, AICS, PICCS, ASIA-PAC); 4-[(2,6-Dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4-nitrophényl)aniline (anglais, français) (LIS, EINECS, PICCS); 4-[(2,6-Dichlor-4-nitrophenyl)azo]-N-(4-nitrophenyl)anilin (allemand) (EINECS); 4-[(2,6-dicloro-4-nitrofenil)azo]-N-(4-nitrofenil)anilina (espagnol) (EINECS); 4-[(2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]-N-(4-nitrophényl)azo]aniline (PICCS)

Autres noms

1-[(2’,6’-Dichloro-4’-nitrophenyl)azo]-4-(4’’-nitrophenylamino)benzene

Groupe chimique

Composés azoïques

Sous-groupe chimique

Composés monoazoïques

Formule chimique

C18H11C12N5O4

Structure chimique

Structure chimique 72927-94-7

SMILES2

N(=O)(=O)c(cc(c(N=Nc(ccc(Nc(ccc(N(=O)(=O))c1)c1)c2)c2)c3Cl)Cl)c3

Masse moléculaire

432,22 g/mol

1 NCI 2006: AICS (Australian Inventory of Chemical Substances), ASIA-PAC (Asia-Pacific Substances Lists), EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes), PICCS (Philippine Inventory of Chemicals and Chemical Substances); TSCA (U.S. Toxic Substances Control Act Chemical Substance Inventory).
2 Simplified Molecular Line Input Entry System

Propriétés physiques et chimiques

Aucune donnée expérimentale n’est disponible pour la DNAN. Lors de l’atelier sur les modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA), parrainé par Environnement Canada en 1999 (Environnement Canada, 2000), Environnement Canada et d’autres experts en modélisation ont reconnu qu’il est « difficile de modéliser » de nombreuses classes structurales de colorants et de pigments avec le modèle RQSA. Les propriétés physiques et chimiques de nombreuses classes structurales de teintures et de pigments (y compris les colorants acides et dispersés) se prêtent mal à la prévision modélisée, car on considère qu’elles « ne font pas partie du domaine d’applicabilité » (p. ex. domaines de la structure ou des paramètres des propriétés). Par conséquent, lorsqu’il s’agit de teintures et de pigments, Environnement Canada vérifie au cas par cas l’applicabilité des modèles RQSA pour déterminer leur utilité potentielle. En général, Environnement Canada considère que l’utilisation des modèles RQSA ne convient pas à la prévision des propriétés physiques et chimiques de la DNAN. Par conséquent, des substances analogues ont été identifiées et l’on a utilisé des données déduites à partir d’analogues pour la détermination des propriétés physiques et chimiques approximatives données au tableau 2. Ces propriétés ont été utilisées par la suite pour d’autres modélisations et éléments d’information au cours de cette évaluation.

Un analogue est une substance chimique de structure similaire à la substance évaluée, qui devrait donc présenter des propriétés physiques et chimiques, un comportement dans l’environnement et/ou une toxicité similaires. Les données expérimentales pour un paramètre donné d’une substance analogue, lorsqu’elles existent, peuvent être utilisées directement ou après ajustement pour juger de la valeur du paramètre pour la substance en cours d’évaluation.

Pour trouver des analogues acceptables, un examen des données relatives à plusieurs colorants azoïques dispersés a été mené (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987; Baughman et Perenich, 1988; ETAD, 1995; Brown, 1992; Yen et al., 1989; Sijm et al., 1999). (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987; Baughman et Perenich, 1988; ETAD, 1995; Brown, 1992; Yen et al., 1989; Sijm et al., 1999). Ces composés conviennent comme analogues en raison de leurs analogies structurales et d’autres caractéristiques importantes communes avec celles de la DNAN. Ces propriétés sont, entre autres, celles qui ont un effet sur leur devenir environnemental, comme une masse moléculaire élevée (généralement supérieure à 300 g/mol), un diamètre transversal similaire (1,31 à 2,05 nm), des structures particulaires solides, une température de décomposition supérieure à 74 °C (jusqu’à 236 °C) et la « dispersibilité » dans l’eau (c’est-à-dire qu’ils ne sont pas entièrement solubles). De plus, ils sont de peu à moyennement solubles dans le n-octanol, leur pression de vapeur est négligeable et ils sont stables dans des conditions environnementales normales.

Le tableau 2 présente les valeurs expérimentales et calculées des propriétés physiques et chimiques des substances analogues à la DNAN qui se rapportent à son devenir dans l’environnement. Aucune valeur expérimentale n’a été trouvée pour la DNAN.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de la DNAN et de quelques analogues chimiques

Propriété

Type1

Valeur

Température (°C)

Référence

Point de fusion2
(ºC)

substance analogue : Disperse Blue 79

157

 

PhysProp, 2006

substance analogue : Disperse Blue 79:1

132 à 153

 

Sijm et al., 1999; Yen et al., 1989

substance analogue avec le no CAS 68877-63-4

175 à 193

 

Anliker et Moser, 1987; Yen et al., 1989

substance analogue : Disperse Blue 165

252

 

Sijm et al., 1999

données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques dispersés

117 à 175
74 à 236

 

Anliker et Moser, 1987;
Baughman et Perenich, 1988

Point d’ébullition3
(ºC)

s.o.

Masse volumique
(kg/m3)

n.d.

Pression de vapeur
(Pa)

substance analogue : Disperse Blue 79

4,53 ×10-7

 

Clariant, 1996

données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques dispersés

5,33 x (10-12 à 10-5)
(4 x 10-14 à 4 x 10-7 mm Hg)

25

Baughman et Perenich, 1988

Constante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)

données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques4

10-8 à 10-1
(10-13 à 10-6 atm·m3/mol)

 

Baughman et Perenich, 1988

Log Koe
(coefficient de partage octanol-eau)
(sans dimension)

substance analogue : Disperse Blue 79

4,1;
4,3

 

Clariant, 1996; Brown, 1992

substance analogue : Disperse Blue 79:1

4,4;
4,8

 

Sijm et al., 1999;
Yen et al., 1989

substance analogue avec le no CAS 68877-63-4

2,5;
5,4

 

Anliker et Moser, 1987; Yen et al., 1989

 

substance analogue : Disperse Orange 30

4,2

 

Brown, 1992

données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques dispersés

1,79 à 5,1

 

Baughman et Perenich, 1988

> 2 à 5,1

 

Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987

Log Kco
(coefficient de partage carbone organique/eau)
(sans dimension)

données déduites à partir d’analogues, calculées5

3,4 à 4,2

 

Baughman et Perenich, 1988

Solubilité dans l’eau

Substance analogue : Disperse Blue 79

0,0054

25

Clariant, 1996

0,02

 

Brown, 1992

substance analogue : Disperse Blue 79:1

0,02

 

Sijm et al., 1999

0,0052

 

Yen et al., 1989

0,00063

100 à 125

Baughman et Perenich, 1988

substance analogue avec le no CAS 68877-63-4

0,00069

 

Yen et al., 1989

substance analogue : Disperse Blue 165

0,0058 à 1,3

 

Sijm et al., 1999

données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques dispersés

< 0,01

20

Anliker et Moser, 1987

Très peu soluble dans l’eau

 

ETAD, 1995

1,2 x 10-5 à 35,5 (4 x 10-11 à 1,8 x 10-4 mol/L)

 

Baughman et Perenich, 1988

Solubilité dans le n-octanol (mg/L)

Substance analogue : Disperse Blue 79:1

14

 

Sijm et al., 1999

Substance analogue avec le no CAS 68877-63-4

81

20

Anliker et Moser, 1987

Substance analogue : Disperse Blue 165

225

 

Sijm et al., 1999

Données déduites à partir d’analogues des colorants azoïques dispersés

81 à 2100

20

Anliker et Moser, 1987

pKa
(constante de dissociation) (sans dimension)

Modélisé

-4,63
sous forme de base

 

ACD/pKa DB, 2005

1 Ces valeurs extrapolées qu’on a utilisées pour la DNAN sont basées sur des renseignements concernant les colorants dispersés qui ont été fournis à Environnement Canada en vertu du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (ETAD, 1995) et sur des renseignements concernant d’autres colorants dispersés analogues tirés d’ouvrages spécialisés. Il est à remarquer que le no CAS et les structures moléculaires sont fournis pour les analogues au tableau 3a.
2 On utilise l’expression « point de fusion », mais il serait plus exact de parler de point de décomposition; en effet, il est du domaine connu qu’à des températures élevées (supérieures à 200 °C) les colorants dispersés ne fondent pas, mais se carbonisent.
3 En général, la notion de point d’ébullition ne s’applique pas aux colorants dispersés. Dans le cas des teintures en poudre, on observe, à température élevée, une carbonisation ou une décomposition de la substance plutôt qu’une ébullition. Pour ce qui est des liquides et des pâtes colorantes, on observe l’ébullition du solvant seulement, alors que le composant solide qui ne s’est pas évaporé se décompose ou se carbonise (ETAD, 1995).
4 Les valeurs de solubilité de cinq colorants azoïques dispersés (Disperse Orange 3, Disperse Red 1, Solvent Yellow 2, Dis. A. 5, Dis. A. 7) à 25 et 80 ○C ont été utilisées par Baughman et Perenich (1988) pour calculer les constantes de la loi de Henry de ces colorants. Nous donnons une plage de valeurs pour signifier que la constante de la loi de Henry prévue, en ce qui concerne la DNAN, se situe dans cette gamme.
5 Les valeurs du log Koc sont fondées sur les calculs que Baughman et Perenich (1988) ont réalisés en utilisant une gamme de valeurs de solubilité mesurées pour des colorants commerciaux, à un point de fusion supposé de 200 ºC.

Les colorants azoïques dispersés analogues de la DNAN sont présentés dans le tableau 3a ci-après. Certaines des propriétés physiques et chimiques (tableau 2), les données empiriques sur la bioaccumulation (tableau 6) ainsi que les données empiriques sur la toxicité (tableau 7) de ces analogues ont été utilisées pour établir le poids de la preuve et pour appuyer les propositions de décision présentées dans cette évaluation préalable. Plus précisément, les données ont été obtenues pour les analogues structuraux suivants : le Disperse Orange 30, le Disperse Blue 79, le Disperse Blue 79:1, le no CAS 68877-63-4, le Disperse Blue 165, le Disperse Red 73, le Disperse Orange 25 et le Disperse Red 17.

Tableau 3a. Analogues structuraux de la DNAN

 

No CAS

Nom commun

Nom dans la LIS1

Structure chimique de l’analogue

Données empiriques disponibles

i.

3618-72-2

Disperse Blue 79:1

Diacétate de 2,2’-{[5-acétamido-4-(2-bromo-4,6-dinitrophénylazo)-2-méthoxyphényl]imino} diéthyle

Structure chimique 3618-72-2

Point de fusion, log Koe, solubilité dans l’eau, bioaccumulation et toxicité de cette substance pour les organismes aquatiques

ii.

12239-34-8

Disperse Blue 79

Diacétate de 2,2’-[[5-acétamide-4-[(2-bromo-4,6-dinitrophényl)azo]-2-éthoxyphényl]imino] diéthyle

Structure chimique 12239-34-8

Point de fusion, pression de vapeur, log Koe, solubilité dans l’eau et toxicité de cette substance pour les organismes aquatiques

iii.

68877-63-4

s.o.

N-[2-[2-Bromo-4,6-dinitrophényl)azo]-5-[(2-cyanoéthyl) allylamino]-4-méthoxyphényl] acétamide Structure chimique 68877-63-4

Point de fusion, log Koe, solubilité dans l’eau, solubilité dans l’octanol et bioaccumulation

iv.

41642-51-7

Disperse Blue 165

N-[2-[(2,6-Dicyano-4-nitrophényl)azo]-5-(diéthylamino) phenyl]acétamide

Structure chimique 41642-51-7

Point de fusion, solubilité dans l’eau, solubilité dans un mélange d’octanol et d’eau

v.

5261-31-4

Disperse Orange 30

Acétate de 2-[N-(2-cyanoéthyl)-4-[(2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]anilino]éthyle

Structure chimique 5261-31-4

Bioaccumulation, toxicité aquatique, log Koe

vi.

16889-10-4

Disperse Red 73

2-({4-[(2-Cyanoéthyl)(2-phényléthyl)amino]phenyl}azo)-5-nitrobenzonitrile

Structure chimique 16889-10-4

Toxicité aquatique

vii.

31482-56-1

Disperse Orange 25

Propanenitrile, 3-(Ethyl(4-((4-nitrophenyl)azo)phenyl) amino)-

Structure chimique 31482-56-1

Toxicité aquatique

viii.

3179-89-3

Disperse Red 17

2,2’-((3-methyl-4-(2-(4-nitrophenyl)diazenyl) phenyl)imino)biséthanol

Structure chimique 3179-89-3

Toxicité aquatique

Il faut souligner que l’on dénombre diverses incertitudes liées à l’utilisation des données disponibles sur les propriétés physiques et chimiques, la toxicité et la bioaccumulation des substances qui apparaissent dans le tableau 3a. Toutes ces substances appartiennent à la même classe chimique, soit celle des colorants azoïques dispersés (caractérisés par une liaison azoïque) et sont utilisées à des fins industrielles similaires. Toutefois, ces substances présentent des différences liées à leur groupement fonctionnel propre (voir le tableau 3b ci‑après). Il en découle que ces analogues ont des valeurs empiriques de solubilité dans l’eau qui varient de plus de quatre ordres de grandeur, soit d’une plage allant de 10-4 à 1 mg/L et des valeurs empiriques de log Koe qui varient de plus de deux ordres de grandeur, soit d’une plage de 2,5 à 5,4 (tableau 2). À cause de cette variabilité, il faut être prudent lorsque l’on tire des conclusions à partir des valeurs des analogues, car il serait préférable d’utiliser la valeur empirique de solubilité dans l’eau et de log Koe propre à la DNAN (tableau 2).

Tableau 3b. Différences entre les analogues structuraux de la DNAN

 

No CAS

Nom commun

Masse moléculaire (g/mol)

Similarité structurale1
(%)

Diamètre transversal minimum et maximum (nm)2

i.

3618-72-2

Disperse Blue 79:1

625,39

s.o.

1,43 à 2,03

ii.

12239-34-8

Disperse Blue 79

639,4

s.o.

1, 69 à 2, 045

iii

68877-63-4

s.o.

546,3

s.o.

1,48 à 1,97

iv.

41642-51-7

Disperse Blue 165

405,4

s.o.

1,35 à 1,82

v.

5261-31-4

Disperse Orange 30

450,28

66,9

1,75 à 1,98

vi.

16889-10-4

Disperse Red 73

348,36

s.o.

1,31 à 1,93

vii.

31482-56-1

Disperse Orange 25

323,35

s.o.

1,37 à 1,95

viii.

3179-89-3

Disperse Red 17

344,36

s.o.

1,41 à 1,86

1 Valeur tirée de ChemID Plus, 2008. s.o. indique qu’aucune information n’est disponible dans la base de données; une valeur est affichée si > 60 %
2 CPOP (2008)

Sources

Des enquêtes menées auprès de l’industrie en 2005 et 2006 par le truchement d’avis publiés dans la Gazette du Canada conformément à l’article 71 de la LCPE (1999) ont permis de recueillir des renseignements récents (Canada, 2006b et 2008). Comme le précisaient ces deux avis, elles visaient à recueillir des données sur la fabrication et l’importation de la substance au Canada. Dans l’avis de 2006, on demandait également de fournir des données sur les quantités de DNAN utilisées.

En 2006, aucune entreprise n’a déclaré avoir importé ou fabriqué de la DNAN dans des quantités supérieures au seuil de déclaration fixé à 100 kg/an au Canada. Aucune entreprise n’a déclaré avoir utilisé plus de 1 000 kg de cette substance au total (seul, dans un mélange, dans un produit ou dans un article manufacturé), à n’importe quelle concentration en 2006. Bien qu’elle ne réponde pas aux exigences obligatoires de déclaration, une entreprise a manifesté son intérêt pour la substance à l’aide du formulaire Déclaration des parties intéressées relatif à l’avis émis en application de l’article 71 de 2006 (Canada, 2008).

En 2005, aucune entreprise n’a déclaré avoir fabriqué ou importé de la DNAN dans des quantités supérieures au seuil de déclaration fixé à 100 kg/an. Toutefois, une entreprise a exprimé un intérêt pour cette substance (Canada, 2006b).

Dans le cadre de l’élaboration de la Liste intérieure des substances (LIS), la quantité déclarée comme ayant été fabriquée, importée ou commercialisée au Canada au cours de l’année civile 1986 est de 10 000 kg. Le nombre de déclarants pour les années civiles 1984 à 1986 était inférieur à 4.

En Europe, la DNAN se classe dans la catégorie des substances existantes, mais elle ne figure pas sur les listes de substances produites en petite ou en grande quantités (ESIS, 2008). Le volume de production de DNAN aux États-Unis se situait entre 10 000 et 500 000 livres par année en 1998 (US EPA, 2007). La base de données des pays nordiques sur les substances dans les préparations (SPIN) indique que cette substance a été utilisée en Suède de 1999 à 2006 et en Norvège en 2002, mais les quantités utilisées n’y sont pas mentionnées (SPIN, 2008).

La fabrication, l’importation ou l’utilisation de cette substance n’a fait l’objet d’aucune déclaration en 2006. On a cependant utilisé le seuil de 100 kg tout au long de la présente évaluation préalable afin de cerner la masse potentielle maximale de cette substance qui pourrait être utilisée au Canada, sans être soumise à déclaration.

Utilisations

Dans le cadre de l’inscription sur la LIS (1984 à 1986), les utilisations de la DNAN rapportées pour le Canada sont à titre de pigment, de teinture, de colorant et d’encre (Environnement Canada, 1988). Cependant, on n’a pas encore obtenu de données récentes sur l’utilisation de cette substance au Canada. Les recherches dans les publications scientifiques et techniques n’ont permis d’obtenir aucune information additionnelle sur des utilisations possibles de la DNAN. Fondée sur des modes d’utilisation connus de colorant azoïques similaires sur le plan de la structure, l’hypothèse présentée dans cette évaluation est que la DNAN est utilisée dans les textiles.

Rejets dans l’environnement

Outil de débit massique

Un outil basé sur le débit massique est utilisé pour estimer les rejets potentiels de la substance dans l’environnement à différentes étapes de son cycle de vie. Les données empiriques sur les rejets de substances particulières dans l’environnement sont rarement disponibles. Ainsi, pour chaque type d’utilisation connue de la substance, on estime la proportion et la quantité de substance rejetée dans les différents milieux naturels ainsi que la proportion de la substance transformée chimiquement ou éliminée comme déchet. À moins qu’on ne possède des données concernant expressément le volume réel ou potentiel des rejets des sites d’enfouissement et des incinérateurs, l’outil de débit massique ne permet pas de quantifier les rejets à partir de ces sources.

Les hypothèses et les paramètres d’entrée utilisés pour faire les estimations des rejets sont fondés sur des renseignements obtenus de diverses sources dont les réponses aux enquêtes sur la réglementation, Statistique Canada, les sites Web des fabricants, les bases de données et les documents techniques. Ce qui est particulièrement pertinent, ce sont les facteurs d’émission, 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. On a remarqué que le degré d’incertitude quant à la masse de la substance et à la quantité rejetée dans l’environnement augmente généralement vers la fin du cycle de vie.

Étant donné qu’aucune donnée sur la quantité employée dans le commerce n’a été reçue pour la DNAN, l’outil de débit massique n’a pas été utilisé.Toutefois, les résultats de l’outil de débit massique pour d’autres colorants azoïques dispersés ont été utilisés dans ce document pour estimer la fraction de DNAN rejetée dans l’environnement, puisque la structure de la DNAN est semblable à celle des autres colorants azoïques dispersés et que ses utilisations devraient également être similaires (textiles).Dans ce cas, un tel emploi de l’outil de débit massique est essentiel. On a habituellement recours à une hypothèse par défaut d’un rejet dans l’environnement de 5 %. Il s’agit d’une valeur très prudente pour la plupart des utilisations des substances, mais il s’agirait d’une sous-estimation de la fraction rejetée des procédés associés à l’utilisation des teintures. Dans ce cas-ci, on estime qu’environ 16 % de la DNAN pourrait être rejeté dans les égouts.

Toutefois, les résultats de l’outil de débit massique pour d’autres colorants azoïques dispersés ont été utilisés dans ce document pour estimer la fraction de DNAN rejetée dans l’environnement, puisque la structure de la DNAN est semblable à celle des autres colorants azoïques dispersés et que ses utilisations devraient également être similaires (textiles).

Selon les données de Statistique Canada et une analyse réalisée par Industrie Canada (2008), la DNAN pourrait être importée dans des articles manufacturés. Un rapport de 30/70 entre les textiles fabriqués au Canada et ceux importés a été utilisé pour estimer la quantité de teinture importée dans les textiles (Environnement Canada, 2008b). Cette quantité importée a été incluse dans les calculs de l’outil de débit massique ainsi que dans les scénarios d’exposition plus détaillés.

Tableau 4. Estimation des rejets et des pertes de colorants azoïques dispersés dans les milieux naturels, de leur transformation chimique et des quantités transférées aux lieux d’élimination des déchets, au moyen de l’outil de débit massique

Devenir

Proportion massique (%)1

Principale étape du cycle de vie2

Rejet dans les milieux récepteurs :

 

Dans le sol

0,0

s.o.3

Dans l’air

0,0

s.o.

Dans les égouts4

14,8

Formulation, utilisation par les consommateurs

Transformation chimique

0

s.o.

Transfert vers les lieux d’élimination des déchets
(p. ex. enfouissement, incinération)

85,2

Formulation, élimination des déchets

1 Pour estimer les rejets de DNAN dans l’environnement et la répartition de cette substance, comme le montre ce tableau sommaire, on a utilisé des renseignements sur les scénarios d’émission de l’OCDE : OCDE, 2004; OCDE, 2007. Les valeurs présentées pour les rejets dans les milieux naturels ne tiennent pas compte des mesures 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 Environnement Canada, 2008b.
2 Étapes applicables : production; formulation; utilisation industrielle; utilisation par les consommateurs; durée de vie utile de l’article/du produit; élimination des déchets.
3 Sans objet
4 Eaux usées avant toute forme de traitement

Les résultats indiquent que la DNAN, tout comme d’autres colorants azoïques dispersés, pourrait se retrouver en grande partie dans les lieux d’élimination des déchets (85,2 %), en raison de l’élimination d’articles manufacturés qui en contiennent. Les calculs présument qu’il n’y a aucun rejet de cette substance de ces sites, bien que des rejets à long terme soient possibles. Une petite fraction de déchets solides est incinérée, ce qui devrait causer une transformation chimique de la substance. D’après les renseignements contenus dans les documents sur les scénarios d’émission de l’OCDE concernant la transformation et les utilisations associées à ce type de substance, on estime que 14,8 % de la DNAN peut être rejetée dans les égouts (5,4 % découlant du traitement industriel et 9,4 % provenant des utilisations par les consommateurs).

D’après ce qui précède, l’eau des égouts est le milieu qui reçoit la plus grande proportion de DNAN rejeté pendant l’utilisation du produit. On prévoit que la majeure partie de cette substance fixée dans les produits sera envoyée aux sites d’enfouissement aux fins d’élimination.

Devenir dans l’environnement

Selon les résultats obtenus à l’aide de l’outil de débit massique (tableau 4), la substance DNAN est susceptible d’être rejetée dans les effluents d’eaux usées pendant sa transformation industrielle et son utilisation. Les valeurs moyennes à élevées de log Koe (de 2,5 à 5,4) et les valeurs élevées de log Kco (3,4 à 4,2), toutes deux déduites à partir des analogues (voir le tableau 2), indiquent que cette substance pourrait avoir une affinité pour les solides. Toutefois, le log Kco est une valeur calculée (voir la note 3 du tableau 2), et le potentiel d’adsorption des structures particulaires solides des colorants dispersés n’est généralement pas bien compris; par conséquent, le degré d’adsorption de la DNAN est incertain.

La DNAN devrait être le plus souvent trouvée dans les sédiments ou le sol; elle ne devrait pas faire l’objet de transport atmosphérique à longue distance.

Selon les modèles de biodégradation aérobie, il est attendu que la biodégradation de la DNAN soit lente (voir le tableau 5 ci‑dessous). Au Canada, elle pourrait être épandue non intentionnellement sur des sols agricoles et des terres de pâturage comme composant des boues activées, couramment utilisées pour fertiliser les sols (Environnement Canada, 2006). De plus, la substance pourrait être libérée des textiles teints qui se retrouvent dans les sites d’enfouissement.

En solution, la DNAN se comporte comme une base neutre, avec une valeur de pKa jugée très faible (-4,63; voir le tableau 2). Par conséquent, les formes dissoutes de DNAN ne devraient pas s’ioniser dans l’eau à des pH pertinents sur le plan environnemental. D’après la solubilité dans l’eau de différents analogues (tableau 2), la DNAN ne devrait être que peu soluble. De ce fait, lorsqu’elle est rejetée dans l’eau, cette substance devrait se retrouver principalement sous forme solide ou être adsorbée sur les particules en suspension pour enfin se déposer sur les matériaux du lit où elle devrait demeurer sous une forme qui n’est relativement pas biodisponible. Selon Razo-Flores et al., (1997), les colorants azoïques finissent par se retrouver dans des sédiments anaérobies, dans des aquifères et dans l’eau souterraine en raison de leur nature récalcitrante dans le milieu aérobie. Dans les sédiments enfouis, la DNAN peut subir une dégradation anaérobie, comme cela est décrit dans la rubrique suivante sur la persistance.

Baughman et Perenich (1988) mentionnent que la volatilisation à partir de systèmes aquatiques devrait être un processus de perte peu important pour les colorants dispersés, ce qui concorde avec la valeur faible à négligeable de la constante de la loi de Henry pour les analogues (10-8 à 10-1 Pa m3/mol, données déduites à partir d’analogues, tableau 2). Le transport dans l’air qui résulte de la perte de cette substance de la surface des sols superficiels humides et secs n’est pas très important pour cette substance, comme l’indique la très faible pression de vapeur de la DNAN (5,33 x (10-12 à 10-5) Pa; données déduites à partir d’analogues, tableau 2). Ces données sont compatibles avec l’état physique (structure particulaire solide) de la DNAN, état qui rend la substance peu sujette à la volatilisation.

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance

Aucune donnée expérimentale sur la dégradation de la DNAN n’a été trouvée. Aucune donnée de surveillance environnementale ayant trait à la présence de DNAN dans l’environnement canadien (air, eau, sol et sédiments) n’a été relevée.

D’après l’Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD, 1995), les teintures, à part quelques exceptions, sont considérées comme essentiellement non biodégradables dans des conditions aérobies. Des évaluations répétées de la biodégradabilité immédiate et intrinsèque à l’aide d’essais acceptés (les Lignes directrices de l’OCDE pour les essais de produits chimiques) ont confirmé cette hypothèse (Pagga et Brown, 1986; ETAD, 1992). Étant donné la structure chimique de la DNAN, rien ne permet de penser que sa biodégradation sera différente de la biodégradation des teintures décrite généralement (ETAD, 1995).

Il a été démontré que certains colorants azoïques dispersés connaissent une biodégradation aérobie relativement rapide dans les sédiments qui se trouvent en profondeur dans le sol, où les conditions anoxiques persistent (Yen et al., 1991; Baughman et Weber, 1994; Weber et Adams, 1995). Les colorants dispersés se répandent dans le système aquatique principalement par la dispersion de fines particules en suspension. Ces colorants finissent par s’accumuler dans les couches aérobies des sédiments de surface et sont réduits par l’enfouissement des sédiments. Le taux d’accumulation de sédiments et l’ampleur de la bioturbation varient d’un site à l’autre. De ce fait, il est très difficile de déterminer le temps passé par les colorants dans les couches de sédiments aérobies. Cependant, il est probable que dans plusieurs cas ce temps soit supérieur à 365 jours. Une fois dans un milieu anaérobie ou réducteur, les colorants azoïques peuvent se dégrader rapidement en constituants amines aromatiques de substitution, comme l’ont montré Yen et al., qui ont mesuré des valeurs de demi-vie de réduction comprises entre 1,9 et 2,0 jours, à température ambiante, pour un colorant benzothiazole azoïque dans des sédiments compactés (no CAS 68133-69-7). Toutefois, dans des sédiments anoxiques, le produit de la biodégradation ne devrait pas présenter un potentiel d’exposition élevé pour la majorité des organismes aquatiques, ni de préoccupation pour l’environnement.

Comme on s’attend à ce que la DNAN soit rejetée dans les eaux usées, la persistance de la substance a surtout été examinée à l’aide de modèles de prédiction RQSA sur la biodégradation aérobie dans l’eau. L’analyse suivante concerne principalement la partie de cette substance actuellement dissoute dans l’environnement, tout en tenant compte du fait qu’il existe aussi une grande partie dispersée qui se présente sous la forme de particules solides. La DNAN ne contient pas de groupement fonctionnel susceptible d’entreprendre une hydrolyse dans un milieu anaérobie (les colorants sont connus pour être stables dans les milieux aqueux). Le tableau 5 résume les résultats des modèles de prédiction RQSA disponibles sur la biodégradation dans l’eau.

Tableau 5. Données modélisées sur la dégradation de la DNAN

Processus du devenir

Modèle
et base du modèle

Résultat

 Interprétation

Demi-vie extrapolée (jours)

Référence et/ou source d’extrapolation

EAU

 

 

 

 

 

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 1 : probabilité linéaire

-0,44

Ne se biodégrade pas rapidement dans l’eau

s.o.

s.o.

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 2 : probabilité non linéaire

0,00

Ne se biodégrade pas rapidement dans l’eau

s.o.

s.o.

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 3 : enquête d’expert (biodégradation ultime)

1,05

Récalcitrant

≥ 182

US EPA, 2002

Aronson et al., 2006

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 4 : enquête d’expert (biodégradation primaire)

2,65

Biodégradation primaire en semaines et en mois dans l’eau

37,5

US EPA 2002, Aronson et al., 2006

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 5 : probabilité linéaire MITI

-0,79

 Ne se biodégrade pas rapidement dans l’eau

> 60

Aronson et al., 2006

Biodégradation (aérobique)

BIOWIN, 2000
Sous-modèle 6 : probabilité non linéaire MITI

0,00

Ne se biodégrade pas rapidement dans l’eau

> 60

Aronson et al., 2006

Biodégradation

BIOWIN, 2000
Conclusion générale

Non

Ne se biodégrade pas immédiatement dans l’eau

s.o.

s.o.

Biodégradation (aérobique)

CATABOL v. 5.10.2
% DBO
(OCDE 301C)

0

Persistant
dans l’eau

> 182

Calculé à partir de la DBO en supposant une cinétique de premier ordre

Les résultats du tableau 5 montrent que la majorité des modèles de biodégradation (BIOWIN 1, 2, 3, 5, 6 et 7) indiquent que cette substance ne se biodégrade pas rapidement. Tous les résultats de probabilité sont en fait inférieurs à 0,3, ce qui est la limite suggérée par Aronson et al., (2006) pour trouver les substances qui ont une demi‑vie de plus de 60 jours (selon les modèles de probabilité du MITI). Le résultat de la demi-vie du modèle d’enquête primaire (BIOWIN 4) des semaines-mois pourrait signifier environ 37,5 jours (US EPA, 2002; Aronson et al., 2006). Toutefois, la nature du produit de dégradation est inconnue. Le résultat du modèle d’enquête ultime (BIOWIN 3) de récalcitrant pourrait signifier plus de 182 jours selon la US EPA (2002). La conclusion générale tirée de l’application du modèle BIOWIN est que cette substance n’est « pas immédiatement biodégradable ».

Un autre modèle de dégradation ultime, CATABOL, prédit que la DNAN sera persistante dans l’eau.

Lorsque les modèles de probabilité, la conclusion générale de BIOWIN et les modèles de dégradation ultime sont pris en compte, il y a un important consensus qui suggère que la demi-vie de la biodégradation dans l’eau est supérieure à 182 jours. Ce résultat est cohérent avec ce qui est attendu de cette structure chimique (c.-à-d., peu de groupes fonctionnels dégradables, particules solides peu solubles).

D’après un ratio d’extrapolation de 1:1:4 pour une demi-vie de biodégradation dans l’eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie de biodégradation ultime devrait être supérieure à 182 jours dans le sol et à 365 jours dans les sédiments aérobies. Cela indique que la DNAN devrait être persistante dans le sol et les sédiments.

D’après les données modélisées pour la dégradation ultime (voir tableau 5 ci-dessus) et l’opinion d’expert (ETAD, 1995), la DNAN répond aux critères de la persistance dans l’eau, le sol (demi-vies dans le sol et dans l’eau ≥ 182 jours), les sédiments (demi-vie dans les sédiments de ≥ 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Aucune donnée expérimentale sur la bioaccumulation n’est disponible pour la DNAN. Étant donné que les colorants azoïques sortent du champ d’application des modèles de bioaccumulation disponibles, les prévisions basées sur ces modèles ne sont pas considérées comme assez fiables pour ces substances. De ce fait, nous n’avons pas tenu compte de ces modèles pour l’évaluation de bioaccumulation de la DNAN dans la présente évaluation.

Face au manque de données expérimentales et modélisées propres à la DNAN, des facteurs de bioconcentration (FBC) et de bioaccumulation (FBA) pour les analogues structuraux ont été utilisés pour estimer son potentiel de bioaccumulation. Ainsi, une étude sur la bioconcentration d’un analogue structural relativement similaire, le Disperse Orange 30, indique qu’il est peu probable qu’il s’accumule dans l’organisme des poissons (Shen et Hu, 2008). Cette étude a été menée en conformité avec les Lignes directrices de l’OCDE pour les essais de produits chimiques, no 305B-1996, « Bioconcentration: Semi‑Static Fish Test ». L’effet de bioconcentration du Disperse Orange 30 chez le poisson-zèbre (Brachydanio rerio) a été déterminé par un essai de 28 jours en régime semi-statique, avec renouvellement du milieu d’essai tous les deux jours. Afin de vérifier le potentiel de bioconcentration de la substance d’essai, un essai en phase d’exposition à une concentration nominale de 20 mg/L (concentration moyenne mesurée entre 0,028 et 0,28 mg/L approximativement) a été mené en tenant compte du résultat obtenu lors de l’essai de toxicité aiguë pour le poisson. Des échantillons ont été prélevés quotidiennement des milieux et des organismes d’essai, à partir du 26e jour jusqu’à la dernière journée de la période d’exposition de 28 jours. On a préparé les échantillons en extrayant le composant lipidique des poissons à l’étude. La concentration mesurée de la substance d’essai, la teneur en lipides et le facteur de bioconcentration (FBC) figurent au tableau 6.

Tableau 6. Concentrations mesurées, teneur en lipides et calcul du FBC d’une substance analogue du Disperse Orange 30

Traitements (20 mg/L)

Jour de l’échantillonnage

26e jour

 27e jour

28e jour

Concentration mesurée de la substance d’essai dans les solutions extraites (mg/L)

< 0,028

< 0,028

< 0,028

Quantité de la substance d’essai dans les lipides des poissons (mg)

< 168

< 1,68

< 1,68

Poids total des poissons (g)

2,07

2,13

2,53

Concentration de la substance d’essai dans les poissons CP (mg/kg)

< 0,81

< 0,79

< 0,66

Concentration mesurée de la substance d’essai dans l’eau CE (mg/L)

0,028 ~ 0,28

0,028 ~ 0,28

0,028 ~ 0,28

Teneur en lipide des poissons (%)

0,81

0,57

1,25

FBC

< 100

< 100

< 100

FBC moyen

< 100

L’étude de Shen et Hu (2008) a été revue et jugée acceptable (voir l’annexe 1). La non‑détection dans les extraits de poisson (< 0,028 mg/L) indiquerait une solubilité limitée dans les lipides ou un potentiel limité de répartition dans les tissus des poissons des systèmes aqueux. Toutefois, dans toute étude, certaines incertitudes demeurent concernant les valeurs limites parce que l’on ne connaît pas la « vraie » valeur. Par contre, étant donné la structure et le comportement probable des colorants dispersés dans les systèmes aqueux, le faible résultat obtenu pour le FBC n’est pas inattendu. La plupart des colorants dispersés, ainsi que leur nom le laisse entendre, se présentent sous la forme de fines particules dispersibles avec des fractions réellement solubles limitées. Leur solubilité peut, toutefois, être augmentée en ajoutant à la molécule des groupements fonctionnels polarisés. Alors que la DNAN contient certains de ces groupements fonctionnels solubilisants (groupement nitro), les valeurs expérimentales de solubilité obtenues pour les analogues contenant plusieurs des mêmes groupes sont plutôt faibles.

Bien que l’étude mentionnée plus haut constitue la preuve principale du faible potentiel de bioaccumulation de la DNAN, d’autres recherches appuient cette conclusion. 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) variait entre 0,00 et 1,76 et est exprimé en fonction du poids humide total des poissons (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 la DNAN. Des études de suivi, qui faisaient état des structures chimiques des colorants dispersés à l’essai, ont toutefois confirmé le faible potentiel de bioaccumulation de dix colorants azoïques du groupe nitro et ont indiqué un log des facteurs de bioaccumulation variant entre 0,3 et 1,76 (Anliker et Moser, 1987; Anliker et al., 1988). Des études du MITI viennent également appuyer le faible potentiel de bioaccumulation des colorants azoïques dispersés. Les facteurs de bioconcentration déclarés de trois colorants azoïques dispersés (nos 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.

La seule source de données qui indique que la DNAN pourrait avoir un potentiel élevé de bioaccumulation est une valeur médiane élevée calculée du log Koe de 4,3 (tableau 2). Les preuves de la bioaccumulation de ces colorants font défaut, malgré les valeurs élevées de Koe pour la DNAN et d’autres colorants azoïques dispersés (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987; Anliker et al., 1988; MITI, 1992). Selon les auteurs qui ont mesuré des valeurs élevées du log Koe et de faibles facteurs de bioaccumulation concomitants pour les colorants azoïques dispersés, les facteurs d’accumulation faibles pourraient s’expliquer, dans certains cas, par leur faible liposolubilité absolue (Brown, 1987) ou leur masse moléculaire relativement élevée (généralement entre 450 et 550 g/mol), ce qui pourrait rendre difficile le transport de ces substances à travers les membranes des poissons (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987). Il se peut aussi que le manque de biodisponibilié et le comportement de répartition limité imposés par les conditions d’essai sur le FBC restreignent l’accumulation dans les tissus lipidiques des poissons.

Selon l’ETAD (1995), les caractéristiques moléculaires indiquant une absence de bioaccumulation sont une masse moléculaire supérieure à 450 g/mol et un diamètre transversal supérieur à 1,05 nm. D’après une étude récente menée par Dimitrov et al. (2002), Dimitrov et al. (2005) et le BBM (2008), la probabilité qu’une molécule traverse des membranes cellulaires à la suite d’une diffusion passive diminue de façon importante lorsque le diamètre transversal maximal (Dmax) augmente. La probabilité qu’une diffusion passive se produise diminue de façon notable lorsque le diamètre transversal est supérieur à environ 1,5 nm et de façon encore plus significative dans le cas des molécules ayant un diamètre transversal supérieur à 1,7 nm. 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 et ont aussi observé que les substances dont le potentiel de bioconcentration n’était pas très élevé avaient souvent un Dmax > 2,0 nm ainsi qu’un diamètre effectif (Deff) > 1,1 nm.

La DNAN a une masse moléculaire de 432,2 g/mol (voir le tableau 1) et sa structure moléculaire est relativement simple; ces deux caractéristiques indiquent une capacité de bioaccumulation lorsqu’on utilise uniquement la masse moléculaire comme paramètre. En outre, un rapport d’Environnement Canada (2007) indique qu’il n’y a pas de preuves évidentes qui permettraient de fixer une valeur de taille moléculaire de démarcation pour évaluer le potentiel de bioaccumulation. Ce rapport ne traite toutefois pas de la notion selon laquelle une réduction du taux d’absorption pourrait être associée à une augmentation du diamètre transversal, comme cela a été démontré par Dimitrov et al. (2002, 2005). Le diamètre maximal de la DNAN et de ses conformères varie de 1,44 à 2,11 nm (BBM, 2008), ce qui indiquerait une possibilité de réduction importante du taux d’absorption dans l’eau et de la biodisponibilité in vivo de ce colorant.

Compte tenu de l’absence d’accumulation observée dans les études sur la bioconcentration pour le Disperse Orange 30 ainsi que d’autres colorants azoïques dispersés apparentés, et du grand diamètre transversal moléculaire de la DNAN, qui restreint vraisemblablement son comportement de répartition, la DNAN devrait présenter un faible potentiel de bioaccumulation. Par conséquent, si l’on tient compte de la preuve du facteur de bioconcentration des analogues ainsi que des considérations sur la biodisponibilité et la structure, la DNAN ne répond pas au critère de bioaccumulation (FBC ou FBA ≥5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Évaluation des effets sur l’environnement

A – Dans le milieu aquatique

Aucune donnée empirique sur l’écotoxicité n’a été trouvée pour la DNAN. Une gamme de prévisions de la toxicité aquatique de la DNAN a également été obtenue à l’aide de divers modèles RQSA. Toutefois, comme c’était le cas pour la bioaccumulation, ces prévisions des RQSA n’ont pas été jugées fiables à cause de l’erreur possible associée aux paramètres d’entrée et de la nature particulière des colorants dispersés, comme les propriétés structurales et/ou physicochimiques qui sont hors du domaine d’applicabilité des modèles.

Des données écotoxicologiques ont été trouvées pour plusieurs des analogues de la DNAN. Une étude présentée pour le compte de l’ETAD fournit des données écotoxicologiques aiguës pour les poissons, les invertébrés, les algues et les bactéries pour cinq colorants dispersés azoïques du groupe nitro (Brown, 1992). La toxicité aiguë chez les poissons-zèbres, Daphnia magna et Scenedesmus subspicatus, pour les cinq analogues variait de 17 à 710 mg/L, 4,5 à 110 mg/L et 6,7 à 54 mg/L, respectivement (tableau 7). De plus, tous les essais à l’aide de bactéries avaient une CI50 dépassant 100 mg/L. Le protocole expérimental détaillé de l’étude portant sur les colorants testés n’a pas été fourni, ce qui restreint grandement l’évaluation de cette étude. Toutefois, on a jugé que ces données pouvaient être utilisées et elles sont comprises dans cette ébauche d’évaluation préalable en tant qu’élément du poids de la preuve.

Une autre étude de la toxicité aiguë d’un poisson a été présentée pour le Disperse Blue 79 (BASF, 1990). Selon cette étude, le Disperse Blue 79 a une CL50 entre 100 et 220 mg/L dans l’ide dorée après 96 heures. Cependant, la fiabilité de cette étude est incertaine étant donnée le manque de détails fournis (annexe 1).

Environnement Canada a reçu des données écotoxicologiques sur un autre colorant azoïque dispersé présentant une structure similaire en vertu du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (Environnement Canada, 1995). Une étude de la toxicité aiguë d’un poisson soumise afin de satisfaire les exigences en matière de déclaration a révélée que cette substance à une CL50 de 505 mg/L dans la truite arc‑en‑ciel après 96 heures (tableau 7). Cet essai a été mené en conformité avec les Lignes directrices de l’OCDE no 203. La fiche technique santé-sécurité (FTSS) contient également de l’information relative aux effets toxiques bactériens. Les résultats indiquent une CE50 > 100 mg/L pour l’inhibition de respiration de boues activées. D’après les données disponibles sur l’écotoxicité, les effets toxiques de la substance déclarée devraient être peu préoccupants pour les organismes aquatiques. La fiabilité de cet essai a été évaluée à l’aide d’un sommaire de rigueur d’études et elle est jugée satisfaisante (annexe 1).

Enfin, une étude sur la toxicité chronique présentée pour le Disperse Blue 79:1 a révélé que la concentration estimée sans effet (CESE) chez la truite arc-en-ciel est supérieure à 0,0048 mg/L (tableau 7). Cette étude a été évaluée et jugée très fiable (annexe 1). Toutefois, comme cette valeur est un résultat non borné fondé sur une hypothèse, elle n’a pas été utilisée pour calculer la concentration estimée sans effet (CESE). En tenant compte de toute l’information sur la toxicité des analogues structuraux, ces données suggèrent que la DNAN n’est pas très dangereuse pour les organismes aquatiques (c.‑à‑d., valeurs de CL50 aiguë supérieures à 1 mg/L).

Tableau 7 : Données empiriques sur la toxicité aquatique des analogues de la DNAN

Nom commun ou no CAS

Organisme d’essai

Paramètre

Valeur (mg/L)

Référence

Disperse Blue 79

Ide dorée

CL501

100 < CL50 < 220

BASF, 1990

Poisson-zèbre

CL50

340

Brown, 1992

 

Daphnia magna

CE502

4,5

Scenedesmus subspicatus

CE50

9,5

Bactérie

CI503

> 100

Disperse Red 73

Poisson-zèbre

CL50

17

Daphnia magna

CE50

23

Scenedesmus subspicatus

CE50

> 10

Bactérie

CI50

> 100

Disperse Orange 30

Poisson-zèbre

CL50

710

Daphnia magna

CE50

5,8

Scenedesmus subspicatus

CE50

6,7

Bactérie

CI50

> 100

Disperse Orange 25

Poisson-zèbre

CI50

268

Daphnia magna

CL50

110

Scenedesmus subspicatus

CE50

54

Bactérie

CE50

> 100

Disperse Red 17

Poisson-zèbre

CL50

103

Daphnia magna

CE50

98

Scenedesmus subspicatus

CE50

7

Bactérie

CI50

> 100

Colorant azoïque dispersé analogue

Truite arc‑en‑ciel

CL50

505

Environnement Canada, 1995

Disperse Blue 79:1

Truite arc‑en‑ciel

CSEO4 (122 jours)

> 0,0048

Cohle et Mihalik, 1991

1 CL50 − La concentration médiane d’une substance qui serait létale pour 50 % des organismes de l’essai.
2 CE50 − La concentration médiane d’une substance qui causerait des effets toxiques sublétaux chez 50 % des organismes de l’essai.
3 CI50 – La concentration médiane d’une substance qui inhiberait la croissance pour 50 % des organismes de l’essai.
4 La concentration à laquelle aucun effet n’a été observé.

En général, en raison de leur faible solubilité (< 1 mg/L), on s’attend à ce que les colorants dispersés aient peu d’effets écologiques aigus (Hunger, 2003). Les résultats des études empiriques sur la toxicité portant sur plusieurs analogues de la DNAN concordent avec ces prévisions, avec des valeurs de CL50 comprises entre 17 et 505 mg/L, la Daphnia étant l’organisme testé le plus sensible (CE50/CL50 allant de 4,5 à 110 mg/L). L’interprétation des résultats de ces tests est difficile du fait que ces valeurs avec effet (c.‑à-d., CE50 et CL50) sont largement supérieures à la solubilité des substances testées et de la DNAN, mais les données disponibles déduites à partir d’analogues montrent effectivement que la DNAN est sans doute peu toxique.

L’information empirique disponible au sujet de l’écotoxicité des analogues de la DNAN indique donc que la substance ne constitue pas un danger très élevé pour les organismes aquatiques.

B – Dans d’autres milieux naturels

Étant donné que la DNAN peut pénétrer dans le sol potentiellement à partir des boues activées communément utilisées pour amender les sols ou à partir de l’élimination de produits qui se dégradent et rejettent la DNAN, il est souhaitable d’obtenir les données de toxicité vis-à-vis des organismes dans le sol. Malgré l’absence d’étude appropriée relative aux effets écologiques de ce composé sur le sol, l’examen des données de toxicité sur les organismes aquatiques ainsi que l’absence de potentiel de bioaccumulation et sa faible biodisponibilité indiquent que le potentiel de toxicité pour les organismes du sol est probablement faible. Pour les mêmes raisons, la toxicité potentielle est probablement faible pour les espèces vivant dans les sédiments, bien qu’aucune preuve ne puisse étayer cette assertion en raison de l’absence de données sur la toxicité de la DNAN ou d’analogues appropriés pour les organismes entiers vivant dans les sédiments.

Évaluation de l’exposition de l’environnement

Aucune donnée sur les concentrations de cette substance dans l’eau au Canada n’a été retracée. On a donc évalué les concentrations dans l’environnement sur la base des renseignements disponibles, notamment les quantités de la substance sur le marché, les taux de rejet estimés et les caractéristiques des masses d’eau réceptrices. L’outil générique d’estimation de l’exposition attribuable à des rejets industriels en milieu aquatique (IGETA) d’Environnement Canada a servi à estimer la concentration (la pire éventualité) de la substance dans un cours d’eau générique qui reçoit des effluents industriels. (Environnement Canada, 2008c). Le scénario générique vise à fournir des estimations fondées sur des hypothèses prudentes sur la quantité de la substance traitée et rejetée, le nombre de jours de traitement, le taux d’élimination de l’usine de traitement des eaux usées et la superficie du cours d’eau récepteur. Le scénario modélisé tient compte des données sur la charge obtenues de sources telles que des enquêtes industrielles, ainsi que des connaissances sur la distribution des rejets industriels au pays, et calcule la concentration environnementale estimée (CEE). L’équation et les entrées utilisées pour calculer la CEE dans les eaux réceptrices sont décrites dans le rapport d’Environnement Canada (2008d). Malgré le fait qu’aucune information n’a été reçue pour confirmer les quantités de DNAN au Canada, le seuil de déclaration de l’article 71 pour l’importation ou la fabrication (c.-à-d., 100 kg) a été utilisé dans les modèles d’exposition en tant que pire éventualité raisonnable. À titre d’estimation prudente, le rejet vers le réseau des eaux (égouts) a été estimé à 16 % de la quantité utilisée (usage industriel exclusivement) compte tenu de l’expérience préalable d’Environnement Canada dans l’évaluation d’autres colorants azoïques dispersés. Les hypothèses sur la masse d’eau réceptrice sont très prudentes : on suppose que la substance chimique est rejetée dans un très petit cours d’eau, sans système d’élimination et de traitement des eaux usées. Une valeur prudente de 0,0018 mg/L a été obtenue pour la concentration environnementale estimée dans les masses d’eau réceptrices (Environnement Canada 2008d).

L’outil Mega Flush d’Environnement Canada qui sert à estimer les rejets à l’égout issus d’utilisations par les consommateurs a été utilisé pour estimer la concentration possible de la substance dans différents cours d’eau récepteurs d’effluents issus des usines de traitement des eaux usées dans lesquelles ont été rejetés par les consommateurs des produits contenant cette substance (Environnement Canada, 2008e). Ce modèle est conçu de manière à fournir des estimations sur la base d’hypothèses prudentes en ce qui concerne la quantité de produit chimique utilisé et rejeté par les consommateurs. Par défaut, les taux d’élimination primaire et secondaire de l’usine d’épuration des eaux usées sont fixés à 0 %, les rejets découlant de l’utilisation sont fixés à 100 %, l’utilisation de la substance par les consommateurs est de plus de 365 jours par an et le débit retenu pour le rejet vers les masses d’eau réceptrices sur tous les sites est une valeur basse (10e centile). Ces estimations sont réalisées pour 1 000 sites de rejet environ dans tout le Canada, prenant donc en compte les usines de traitement des eaux usées les plus importantes du pays. Ces valeurs de paramètres sont estimées correspondre à un scénario très prudent.

L’équation et les entrées utilisées dans l’outil Mega Flush pour calculer la concentration environnementale estimée (CEE) de la DNAN dans les eaux réceptrices sont décrites dans le rapport d’Environnement Canada (2008f). Les estimations de rejets vers les eaux (égouts) provenant de l’utilisation de produits de formulation et d’utilisations par les consommateurs de produits contenant cette substance étaient fondées sur les résultats obtenus à l’aide de l’outil de débit massique pour des colorants azoïques dispersés semblables. Dans le scénario qui a été retenu, on a présumé que les consommateurs utilisaient 281 kg/an de cette substance (Environnement Canada, 2008f). Cette quantité utilisée par les consommateurs a été évaluée de manière prudente en se basant sur les valeurs des limites supérieures de la masse de la substance qui pourrait être commercialisée au Canada (100 kg) et en appliquant un rapport de 30/70 entre les produits textiles fabriqués au Canada et ceux d’importation. On prend l’hypothèse d’une perte de 10 % de teinture pour la quantité totale de substance utilisée par les consommateurs (Øllgaard et al., 1998). On a estimé que 28 kg de DNAN étaient rejetés dans l’eau du fait de pertes se retrouvant dans les égouts au cours du lavage d’articles manufacturés contenant cette teinture (articles importés ou fabriqués au Canada). On a utilisé des taux de 0 % pour l’élimination primaire et secondaire de l’usine de traitement des eaux usées. Ces hypothèses conduisent à un scénario très prudent. Sur la base de ce scénario, les estimations du modèle Mega Flush donnent des valeurs de CEE dans les cours d’eau récepteurs variant de 0,0000035 à 0,000043 mg/L.

Caractérisation des risques pour l’environnement

La concentration estimée sans effet (CESE) a été évaluée en se fondant sur la CE50 de 48 h de 4,5 mg/L chez la Daphnia magna pour un analogue du Disperse Blue 79 (tableau 7). On a ensuite appliqué un facteur de 100 pour tenir compte de la toxicité aiguë à la toxicité chronique et des extrapolations au terrain des résultats en laboratoire et de l’utilisation d’une substance de remplacement. La concentration estimée sans effet (CESE) ainsi obtenue est de 0,045 mg/L.

Quand on le compare à la CEE prudente calculée plus haut à l’aide de l’IGETA, le quotient de risque applicable aux rejets industriels (CEE/CESE) est de 0,0018/0,045 = 0,04. Les concentrations de DNAN dans les eaux de surface provenant des rejets industriels au Canada ne semblent donc pas susceptibles d’avoir des effets nocifs sur les organismes aquatiques. Étant donné que l’IGETA fournit une estimation prudente de l’exposition et du risque, les résultats indiquent un faible risque d’effet nuisible pour l’environnement aquatique provenant d’une exposition locale à des rejets industriels d’une source ponctuelle. Il n’est pas nécessaire d’avoir une évaluation plus réaliste des risques induits par ce type de source.

Concernant l’exposition attribuable aux rejets à l’égout issus d’utilisations par les consommateurs (scénario prudent), il est estimé d’après les résultats de Mega Flush que la CEE ne dépassera pas la CESE quel que soit le site (c.-à-d. que tous les quotients de risque <1). Cela montre que les rejets des consommateurs dans le réseau d’égouts de DNAN ne devraient pas être nocifs pour les organismes aquatiques.

Compte tenu des renseignements disponibles, on s’attend à ce que la DNAN soit persistante dans l’eau, le sol et les sédiments, mais il devrait avoir un faible potentiel de bioaccumulation. L’absence de rapports sur la fabrication ou l’importation de DNAN au Canada, ainsi que les renseignements sur ses propriétés physiques et chimiques et ses utilisations indiquent un potentiel faible à modéré de rejets dans l’environnement canadien. Si elle est rejetée dans l’environnement, on s’attend à ce que la DNAN soit principalement déversée dans les eaux de surface où elle devrait finir par se déposer dans les sédiments. L’utilisation de données déduites à partir d’analogues a permis de démontrer que la DNAN présente seulement un potentiel faible à modéré de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques. Les quotients de risque associés à l’exposition aquatique montrent que la concentration de DNAN ne dépasse probablement pas celle où se manifestent des effets, même lorsque des hypothèses et des scénarios prudents sont évoqués. Par conséquent, il est peu probable que la DNAN nuise aux populations d’organismes aquatiques au Canada.

Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Une zone d’incertitude pour la DNAN tient à l’utilisation des données déduites à partir d’analogues pour déterminer ses propriétés physiques et chimiques, ainsi que des données sur la toxicité provenant d’analogues. Bien que les substances chimiques identifiées (Disperse Blue 79, Disperse Blue 79:1, Disperse Orange 30, Disperse Orange 25, Disperse Red 17 et Disperse Red 73) aient beaucoup de similitudes avec la DNAN, étant entre autres des colorants azoïques de poids moléculaire élevé, présentant un diamètre transversal similaire, ayant un structure particulaire solide qui se décompose au-delà de 74 °C (jusqu’à 240 °C) et étant « dispersibles » dans l’eau (c’est-à-dire pas entièrement solubles), elles présentent quelques différences au niveau des groupes fonctionnels. Ces différences au niveau de la structure chimique ajoutent une part d’incertitude, car les propriétés et la toxicité de la DNAN peuvent être quelque peu différentes. Toutefois, il a été estimé que les similitudes sont suffisantes pour inclure les données des analogues dans le poids de la preuve pour l’évaluation de la DNAN.

L’évaluation de la persistance est limitée par le manque de données sur la biodégradation, ce qui a nécessité la production de prévisions modélisées. Bien que toutes les prévisions modélisées comportent un certain degré d’erreur, les résultats du modèle de biodégradation aérobie ont confirmé la persistance attendue de la DNAN, compte tenu de ses utilisations et de ses caractéristiques structurales. De plus, l’évaluation de la persistance est limitée par les incertitudes quant à la vitesse de dégradation et à la mesure dans laquelle cette dégradation se produit dans des sédiments anaérobiques ainsi qu’à la détermination de la biodisponibilité des produits de dégradation (p. ex., amines). Néanmoins, il est clair que la dégradation anaérobie de la fraction biodisponible des colorants azoïques en amines constitutives dans les sédiments est beaucoup plus rapide (demi-vies de l’ordre de jours) que la dégradation aérobie. Bien que les produits de dégradation aminés ne soient pas supposés être biodisponibles du fait qu’ils se forment uniquement dans les sédiments anoxiques relativement profonds et peuvent être liés de manière irréversible aux sédiments, par addition nucléophile et par couplage radicalaire oxydant (Colon et al., 2002; Weber et al., 2001), ce point est source d’incertitude dans l’évaluation de la DNAN.

L’évaluation de la bioaccumulation de cette substance s’est trouvé limitée par le manque de données empiriques et l’incapacité d’obtenir une estimation fiable de la bioaccumulation de colorants azoïques à partir des modèles disponibles. L’évaluation était plutôt fondée sur l’utilisation de données sur la bioaccumulation pour un analogue structural.

Il existe également des incertitudes liées au manque de données sur les concentrations de DNAN dans l’environnement canadien. Cependant, l’absence de rapports sur la fabrication ou l’importation de la DNAN au Canada au-delà des seuils de déclaration, son taux de fixation élevé sur les textiles et le taux d’élimination important prévu pour les usines de traitement des eaux usées suggèrent un faible risque de rejet de ce produit chimique dans l’environnement canadien, et cela même s’il est utilisé au Canada à des niveaux inférieurs aux seuils de déclaration.

Les concentrations expérimentales, associées à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques, peuvent constituer une source additionnelle d’incertitude lorsqu’elles dépassent la solubilité du produit chimique dans l’eau (expérimentale ou prévue). Malgré ce fait, les données dont on dispose indiquent que la DNAN n’est pas très dangereuse pour les organismes aquatiques.

La fraction de la substance qui est rejetée et celle qui est éliminée dans les usines de traitement des eaux usées constituent une autre source d’incertitude. Or, la formulation d’hypothèses prudentes permet de tenir compte de ces incertitudes. L’utilisation d’estimations modélisées plus précises s’est donc avérée nécessaire pour combler ce manque de données.

Des incertitudes existent aussi à l’égard de l’utilisation de cette substance au Canada. Fondée sur des modes d’utilisation connus de colorant azoïques similaires sur le plan de la structure, l’hypothèse présentée dans cette évaluation est que la DNAN est utilisée dans les textiles.

Quant à l’écotoxicité, le comportement de répartition prévu de ce produit chimique montre que les données disponibles sur les effets ne permettent pas d’évaluer comme il se doit l’importance du sol et des sédiments comme milieu d’exposition. En fait, les seules données qui ont été trouvées sur les effets portent principalement sur l’exposition des organismes pélagiques.

Conclusion

D’après les renseignements contenus dans cette évaluation préalable, la DNAN 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 à la vie.

Par conséquent, il est proposé de conclure que la DNAN 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 la persistance, mais pas à celui de la bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Industrie Canada. 2008. Finissage de textiles et de tissus [SCIAN 31331] : 2004-2007 et Revêtement de tissus [SCIAN 31332] : 2004-2007. Préparé par la Direction de l’habillement et des textiles, Direction générale des industries de services et des produits de consommation (DGISPC), Industrie Canada. Demandes de renseignements : B. John (Jazz) Szabo, 613-957-1242 ou szabo.john@ic.gc.ca.

[MITI] Ministry of International Trade & Industry (Japon). 1992. Biodegradation and bioaccumulation data of existing chemicals based on the CSCL Japan, Basic Industries Bureau, Chemical Products Safety Division. Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology & Information Centre,Tokyo (Japon).

[NCI] National Chemical Inventories [base de données sur CD-ROM]. 2006. Columbus (OH) : American Chemical Society. [consulté le 11 décembre 2006]. Accès : http://www.cas.org/products/cd/nci/index.html

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2004. Draft emission scenario on textile manufacturing wool mills [Internet]. Paris (France) : Direction de l’environnement de l’OCDE. Rapport no ENV/JM/EEA(2004)8/1/REV, JT00175156. [consulté le 9 juillet 2008]. Accès :http://www.oecd.org/dataoecd/2/47/34003719.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2007. Emission scenario document on adhesive formulation [Internet]. Rapport final. Paris (France) : Direction de l’environnement de l’OCDE. (Series on Emission Scenario Documents). [consulté le 9 juillet 2008]. Accès : http://ascouncil.org/news/adhesives/docs/EPAFormulation.pdf

Øllgaard H., Frost L., Galster J., Hansen O.C. 1998. Survey of azo-colorants in Denmark - Consumption, use, health and environmental aspects. Miljøprojekt nr. 509. Miljøstyrelsen

Pagga, U., Brown, D. 1986. The degradation of dyestuffs: Part II Behaviour of dyestuffs in aerobic biodegradation tests. Chemosphere. 15, 4, 479-491.

[PhysProp] Interactive PhysProp Database [base de données sur Internet]. 2006. Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. [consulté en mars 2006] Accès : http://www.syrres.com/esc/physdemo.htm

Razo-Flores, E., Luijten, M., Donlon, B., Lettinga, G., Field, J. 1997. Biodegradation of selected azo dyes under methanogenic conditions. Wat. Sci. Tech. 36(6-7):65-72.

SafePharm Laboratories Ltd. 1990. Acute toxicity to rainbow trout. Numéro de projet 47/918. Challenge submission ID#11347. Présenté à Environnement Canada le 30 juillet 2008.

Sakuratani Y., Noguchi Y., Kobayashi K., Yamada J., Nishihara T. 2008. Molecular size as a limiting characteristic for bioconcentration in fish. J Environ Biol 29(1):89-92

Shen, Genxiang et Hu, Shuangqing. 2008. Bioconcentration Test of C.I. Disperse Orange 30 in Fish. Préparé par Environmental Testing Laboratory, Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai (Chine) pour Dystar au nom de l’Ecological and Toxicological Association of the Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD) Bâle (Suisse). Rapport No S-070-2007. Présenté à Environnement Canada en avril 2008. No de déclaration dans le cadre du défi 8351.

Sijm, D.T.H.M., Schuurmann, G., deVries, P.J., Opperhuizen, A. 1999. Aqueous solubility, octanol solubility, and octanol/water partition coeeficient of nine hydrophobic dyes. Environ Toxicol Chem 18(6):1109-1117.

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[US EPA] US Environmental Protection Agency. 2007. Inventory Update Reporting, Past IUR Data, Non‑confidential Production Volume Information submitted by companies under the 1986,1990,1994,1998, and 2002 Inventory Update Reporting Regulation, No CAS 52697-38-8 [Internet]. Washington (DC): US EPA; [consulté le 28 février 2007]. Accès : http://www.epa.gov/oppt/iur/tools/data/2002-vol.htm

Weber, E.J., Adams, R.L. 1995. Chemical- and sediment-mediated reduction of the azo dye Disperse Blue 79. Environ Sci Technol. 29:1163-1170.

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Yen, C.C., Perenich, T.A., Baughman, G.L. 1989. Fate of dyes in aquatic systems II. Solubility and octanol/water partition coefficients of disperse dyes. Eviron Toxicol and Chem. 8(11):981-986.

Yen, C.C., Perenich, T.A., Baughman, G.L. 1991. Fate of commercial disperse dyes in sediments. Environ Toxicol Chem. 10:1009-1017.

Annexe I – Sommaires de rigueur d’études pour les études clés

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

No

Article

Pondération

Oui/Non

Précisions

1

Référence :
HU, Shuangqing et SHEN, Genxiang (Environmental Testing Laboratory, Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai, Chine), 2008. Bioconcentration Test of C.I. Disperse Orange 30 in Fish. Rédigé pour Dystar pour le compte de l’Ecological and Toxicological Association of the Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD), Bâle (Suisse). Rapport no S-070-2007. Présenté à Environnement Canada en avril 2008.

2

Identité de la substance : no CAS

s.o.

O

5261-31-4

3

Identité de la substance : nom(s) chimique(s)

s.o.

O

Acétate de 2-[N-(2-cyanoéthyl)-4-[2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]anilino]éthyle

4

Composition chimique de la substance

2

O

 

5

Pureté chimique

1

N

 

6

Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?

1

N

 

7

Si 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 avec les impuretés ont été rapportés?

2

 

 

Méthode

8

Référence

1

O

 

9

Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?

3

O

 

10

Justification de la méthode ou du protocole non normalisé utilisé, le cas échéant

2

 

 

11

BPL (bonnes pratiques de laboratoire)

3

N

 

Organisme d’essai

12

Identité de l’organisme : nom

s.o.

O

Poisson-zèbre (Brachydanio rerio)

13

Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?

1

O

 

14

Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai

1

N

 

15

Longueur et/ou poids

1

O

 

16

Sexe

1

N

 

17

Nombre d’organismes par répétition

1

O

7

18

Charge en organismes

1

O

 

19

Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation

1

O

 

Conception et conditions des essais

20

Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)

s.o.

O

Laboratoire

21

Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)

s.o.

O

Eau

22

Durée de l’exposition

s.o.

O

28 jours

23

Nombre de répétitions (y compris les témoins)

1

O

 

24

Concentrations

1

O

20 mg/L

25

Type/composition de la nourriture et périodes d’alimentation (pendant l’essai)

1

O

 

26

Si 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

O

 

27

Si le rapport FBC/FBA a été déterminé comme correspondant au rapport de la concentration du produit chimique dans l’organisme sur sa concentration dans l’eau, est-ce que les concentrations mesurées dans l’organisme et dans l’eau étaient mentionnées?

3

O

 

28

Les concentrations dans les eaux d’essai ont-elles été mesurées périodiquement?

1

O

 

29

Les 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)

3

O

 

30

Photopériode et intensité de l’éclairage

1

O

 

31

Préparation de solutions mères et de solutions d’essai

1

O

 

32

Intervalles des contrôles analytiques

1

O

 

33

Méthodes statistiques utilisées

1

O

 

34

Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?

s.o.

N

 

Renseignements d’intérêt pour la qualité des données

35

L’organisme d’essai convient-il à l’environnement au Canada?

3

O

 

36

Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?

1

O

 

37

Le 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?

2

O

 

38

Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (6 à 9)?

1

O

 

39

La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (5 à 27 °C)?

1

O

 

40

Est-ce que le contenu en lipides (ou FBA/FBC normalisé par rapport aux lipides) a été rapporté?

2

O

 

41

Les concentrations mesurées d’un produit chimique dans les eaux d’essai étaient-elles inférieures à sa solubilité dans l’eau?

3

N

 

42

Si 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

 

 

Résultats

43

Les paramètres déterminés (FBA, FBC) et leurs valeurs

s.o.

s.o.

FBC

44

FBA ou FBC déterminés comme : 1) le rapport de la concentration en produit chimique produit dans l’organisme, ou 2) le rapport entre les constantes d’incorporation de produit chimique et du taux d’élimination

s.o.

s.o.

1

45

Le FBA/FBC a-t-il été déterminé d’après un 1) échantillon de tissu ou 2) l’organisme entier?

s.o.

s.o.

2

46

Le FBA/FBC utilisé était-elle la valeur 1) moyenne ou 2) maximale?

s.o.

s.o.

1

47

Note : ... %

79,2

48

Code de fiabilité d’EC :

2

49

Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :

Confiance satisfaisante

50

Commentaires

La présente procédure est réalisée en conditions semi-statiques (renouvellement des solutions d’essai tous les deux jours). Par conséquent, une substance d’essai très peu soluble dans l’eau, comme le Disperse Blue 79, peut aussi être caractérisée selon son potentiel de bioconcentration sans l’ajout de solvants ou d’autres substances auxiliaires qui pourraient modifier les résultats.

 

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

No

Article

Pondération

Oui/Non

Précisions

1

Référence :
SHEN, Genxiang et Hu, Shuangqing. 2008. Bioconcentration Test of C.I. Disperse Orange 30 in Fish. Préparé par Environmental Testing Laboratory, Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai (Chine) pour Dystar au nom de l’Ecological and Toxicological Association of the Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD) Bâle (Suisse). Rapport No S-070-2007. Présenté à Environnement Canada en avril 2008. No de déclaration dans le cadre du défi 8351.

2

Identité de la substance : no CAS

s.o.

O

5261-31-4

3

Identité de la substance : nom(s) chimique(s)

s.o.

O

Acétate de 2-[N-(2-cyanoéthyl)-4-[2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]anilino]éthyle

4

Composition chimique de la substance

2

N

 

5

Pureté chimique

1

N

 

6

Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?

1

N

 

7

Si 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 avec les impuretés ont été rapportés?

2

s.o.

 

Méthode

8

Référence

1

O

Lignes directrices de l’OCDE pour les essais de produits chimiques No 305B-1996

9

Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?

3

O

OCDE

10

Justification de la méthode ou du protocole non normalisé utilisé, le cas échéant

2

 

 

11

BPL (bonnes pratiques de laboratoire)

3

N

 

Organisme d’essai

12

Identité de l’organisme : nom

s.o.

O

Poisson-zèbre (Brachydanio rerio)

13

Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?

1

O

Les deux

14

Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai

1

N

 

15

Longueur et/ou poids

1

O

Longueur moyenne du corps 3,91 +/-0,18 cm et poids moyen du corps 0,32 +/-0,06 g

16

Sexe

1

N

 

17

Nombre d’organismes par répétition

1

O

7

18

Charge en organismes

1

O

20 mg/L

19

Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation

1

O

Nourri avec du poisson du commerce jusqu’à la veille du début de l’essai

Conception et conditions des essais

20

Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)

s.o.

O

Laboratoire

21

Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)

s.o.

O

Eau

22

Durée de l’exposition

s.o.

O

28 jours

23

Nombre de répétitions (y compris les témoins)

1

O

 

24

Concentrations

1

O

20 mg/L

25

Type/composition de la nourriture et périodes d’alimentation (pendant l’essai)

1

O

Les poissons étaient nourris deux heures avant le renouvellement de l’eau

26

Si 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

O

28 jours

27

Si le rapport FBC/FBA a été déterminé comme correspondant au rapport de la concentration du produit chimique dans l’organisme sur sa concentration dans l’eau, est-ce que les concentrations mesurées dans l’organisme et dans l’eau étaient mentionnées?

3

O

 

28

Les concentrations dans les eaux d’essai ont-elles été mesurées périodiquement?

1

O

Trois jours distincts

29

Les 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)

3

O

Oui, tous les deux jours

30

Photopériode et intensité de l’éclairage

1

O

 12:12

31

Préparation de solutions mères et de solutions d’essai

1

O

 

32

Intervalles des contrôles analytiques

1

O

Tous les deux jours pour l’oxygène dissous, le pH et la température

33

Méthodes statistiques utilisées

1

O

 

34

Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?

s.o.

N

 

Renseignements d’intérêt pour la qualité des données

35

L’organisme d’essai convient-il à l’environnement au Canada?

3

O

 

36

Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?

1

O

 

37

Le 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?

2

O

Semi-statique

38

Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (6 à 9)?

1

O

7,22 à 7,84

39

La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (5 à 27 °C)?

1

O

22-23

40

Est-ce que le contenu en lipides (ou FBA/FBC normalisé par rapport aux lipides) a été rapporté?

2

O

 

41

Les concentrations mesurées d’un produit chimique dans les eaux d’essai étaient-elles inférieures à sa solubilité dans l’eau?

3

N

 

42

Si 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

s.o.

 

Résultats

43

Les paramètres déterminés (FBA, FBC) et leurs valeurs

s.o.

s.o.

FBC

44

FBA ou FBC déterminés comme : 1) le rapport de la concentration en produit chimique produit dans l’organisme, ou 2) le rapport entre les constantes d’incorporation de produit chimique et du taux d’élimination

s.o.

s.o.

1

45

Le FBA/FBC a-t-il été déterminé d’après un 1) échantillon de tissu ou 2) l’organisme entier?

s.o.

s.o.

2

46

Le FBA/FBC utilisé était-elle la valeur 1) moyenne ou 2) maximale?

s.o.

s.o.

1

47

Note : ... %

75,0

48

Code de fiabilité d’EC :

2

49

Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :

Confiance satisfaisante

50

Commentaires

La présente procédure est réalisée en conditions semi-statiques (renouvellement des solutions d’essai tous les deux jours). Par conséquent, une substance d’essai très peu soluble dans l’eau, comme l’AADM, peut aussi être caractérisée selon son potentiel de bioconcentration sans l’ajout de solvants ou d’autres substances auxiliaires qui pourraient modifier les résultats.

 

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

No

Article

Pondération

Oui/Non

Précisions

1

Référence : BASF. 1990. Bericht uber die Prufung der akuten Toxizitit an der Goldorfe (Leuciscus idus L.,. Goldvariante. Déposé auprès d’Environnement Canada par ETAD, août 2008

2

Identité de la substance : no CAS

s.o.

 

 

3

Identité de la substance : nom(s) chimique(s)

s.o.

 

 

4

Composition chimique de la substance

2

N

 

5

Pureté chimique

1

N

 

6

Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?

1

N

 

Méthode

7

Référence

1

N

 

8

Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?

3

N

 

9

Justification de la méthode ou du protocole non normalisé utilisé, le cas échéant

2

N

 

10

BPL (bonnes pratiques de laboratoire)

3

 

 

Organisme d’essai

11

Identité de l’organisme : nom

s.o.

O

Ide dorée

12

Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?

1

O

 

13

Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai

1

N

 

14

Longueur et/ou poids

1

N

 

15

Sexe

1

N

 

16

Nombre d’organismes par répétition

1

N

 

17

Charge en organismes

1

N

 

18

Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation

1

N

 

Conception et conditions des essais

19

Type d’essai (toxicité aiguë ou chronique)

s.o.

O

Aiguë

20

Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)

s.o.

N

 

21

Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)

s.o.

N

 

22

Durée de l’exposition

s.o.

O

96 H

23

Témoins négatifs ou positifs (préciser)

1

N

 

24

Nombre de répétitions (y compris les témoins)

1

N

 

25

Des concentrations nominales sont-elles indiquées?

1

N

 

26

Des concentrations mesurées sont-elles indiquées?

3

N

 

27

Type de nourriture et périodes d’alimentation durant les essais à long terme

1

 

s.o.

28

Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (spécialement dans les essais de toxicité chronique)?

1

N

 

29

Les 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)

3

N

 

30

Photopériode et intensité de l’éclairage

1

N

 

31

Préparation de solutions mères et de solutions d’essai

1

N

 

32

Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?

1

N

 

33

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, sa concentration est-elle indiquée?

1

N

 

34

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, des données sont-elles fournies sur son écotoxicité?

1

N

 

35

Intervalles des contrôles analytiques

1

N

 

36

Méthodes statistiques utilisées

1

N

 

Renseignements d’intérêt pour la qualité des données

37

Le paramètre déterminé est-il directement attribuable à la toxicité de la substance, 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.

N

 

38

L’organisme d’essai convient-il à l’environnement au Canada?

3

O

 

39

Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?

1

N

 

40

Le 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?

2

N

 

41

Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (6 à 9)?

1

N

 

42

La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (5 à 27 °C)?

1

N

 

43

La valeur de la toxicité était-elle inférieure à celle de la solubilité de la substance dans l’eau?

3

 

 

Résultats

44

Valeurs de la toxicité (fournir paramètres et valeurs)

s.o.

 

CL50 => 100<220 mg/L

45

Autres paramètres indiqués – p. ex., FBC/FBA, CMEO/CSEO (préciser)?

s.o.

 

CSEO = 100 mg/L

46

Autres effets nocifs indiqués (p. ex., carcinogénicité, mutagénicité)?

s.o.

 

 

47

Note : ... %

9,5

48

Code de fiabilité d’EC :

4

49

Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :

Non satisfaisante

50

Commentaires

Les données soumises ne sont pas suffisantes pour évaluer correctement la fiabilité de cette étude.

 

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

No

Article

Pondération

Oui/Non

Précisions

1

Référence : Environnement Canada, 1995. Soumission d’essais sur la toxicité aiguë à l’égard du poisson en vertu du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles, auprès de la direction des substances nouvelles d’Environnement Canada, dans le cadre du programme de déclaration des substances nouvelles.

2

Identité de la substance : no CAS

s.o.

N

 

3

Identité de la substance : nom(s) chimique(s)

s.o.

O

 

4

Composition chimique de la substance

2

N

 

5

Pureté chimique

1

N

 

6

Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?

1

N

 

Méthode

7

Référence

1

O

OCDE 203

8

Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?

3

O

 

9

Justification de la méthode ou du protocole non normalisé utilisé, le cas échéant

2

 

sans objet

10

BPL (bonnes pratiques de laboratoire)

3

O

 

Organisme d’essai

11

Identité de l’organisme : nom

s.o.

O

Truite arc‑en‑ciel

12

Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?

1

O

 

13

Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai

1

O

Longueur moyenne 51 mm et poids moyen 1,54 g

14

Longueur et/ou poids

1

O

voir ci-dessus

15

Sexe

1

 

sans objet

16

Nombre d’organismes par répétition

1

O

10

17

Charge en organismes

1

O

 

18

Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation

1

O

 

Conception et conditions des essais

19

Type d’essai (toxicité aiguë ou chronique)

s.o.

O

Aiguë

20

Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)

s.o.

O

Laboratoire

21

Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)

s.o.

O

Eau

22

Durée de l’exposition

s.o.

O

96 h

23

Témoins négatifs ou positifs (préciser)

1

O

3

24

Nombre de répétitions (y compris les témoins)

1

O

2

25

Des concentrations nominales sont-elles indiquées?

1

O

320 à 3 200 mg/L

26

Des concentrations mesurées sont-elles indiquées?

3

N

 

27

Type de nourriture et périodes d’alimentation durant les essais à long terme

1

 

sans objet

28

Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (spécialement dans les essais de toxicité chronique)?

1

N

 

29

Les 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)

3

O

 

30

Photopériode et intensité de l’éclairage

1

O

 

31

Préparation de solutions mères et de solutions d’essai

1

O

 

32

Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?

1

N

 

33

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, sa concentration est-elle indiquée?

1

 

 

34

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, des données sont-elles fournies sur son écotoxicité?

1

 

 

35

Intervalles des contrôles analytiques

1

O

 

36

Méthodes statistiques utilisées

1

O

 

Renseignements d’intérêt pour la qualité des données

37

Le paramètre déterminé est-il directement attribuable à la toxicité de la substance, 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.

O

 

38

L’organisme d’essai convient-il à l’environnement au Canada?

3

O

 

39

Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?

1

O

 

40

Le 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?

2

O

 

41

Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (6 à 9)?

1

O

 

42

La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (5 à 27 °C)?

1

O

 

43

La valeur de la toxicité était-elle inférieure à celle de la solubilité de la substance dans l’eau?

3

 

Solubilité dans l’eau inconnue

Résultats

44

Valeurs de la toxicité (fournir paramètres et valeurs)

s.o.

s.o.

CL50 de 96 heures

45

Autres paramètres indiqués – p. ex., FBC/
FBA, CMEO/CSEO (préciser)?

s.o.

N

 

46

Autres effets nocifs indiqués
(p. ex., carcinogénicité, mutagénicité)?

s.o.

N

 

47

Note : ... %

77,5

48

Code de fiabilité d’EC :

2

49

Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :

Confiance satisfaisante

50

Commentaires

 

 

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

No

Article

Pondération

Oui/Non

Précisions

1

Référence : Cohle P., R Mihalik R., 1991. Early life stage toxicity of C.I. Disperse Blue 79:1 purified preecake to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) in a flow-through system. Rapport final. ABC Laboratories Inc., Columbia, MO.

2

Identité de la substance : no CAS

s.o.

 

 

3

Identité de la substance : nom(s) chimique(s)

s.o.

 

Disperse Blue 79:1

4

Composition chimique de la substance

2

 

s.o.

5

Pureté chimique

1

O

96,61

6

Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?

1

N

 

Méthode

7

Référence

1

O

 

8

Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?

3

O

 

9

Justification de la méthode ou du protocole non normalisé utilisé, le cas échéant

2

 

s.o.

10

BPL (bonnes pratiques de laboratoire)

3

O

 

Organisme d’essai

11

Identité de l’organisme : nom

s.o.

 

Truite arc-en-ciel

12

Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?

1

O

 

13

Âge ou stade biologique de l’organisme d’essai

1

O

 

14

Longueur et/ou poids

1

O

 

15

Sexe

1

 

s.o.

16

Nombre d’organismes par répétition

1

O

20

17

Charge en organismes

1

O

0,36 à 4,8 μg/L

18

Type de nourriture et périodes d’alimentation au cours de la période d’acclimatation

1

O

 

Conception et conditions des essais

19

Type d’essai (toxicité aiguë ou chronique)

s.o.

O

Chronique

20

Type d’expérience (en laboratoire ou sur le terrain)

s.o.

O

Laboratoire

21

Voies d’exposition (nourriture, eau, les deux)

s.o.

O

Eau

22

Durée de l’exposition

s.o.

O

122 jours

23

Témoins négatifs ou positifs (préciser)

1

O

Témoin et porteur non indiqués

24

Nombre de répétitions (y compris les témoins)

1

O

2

25

Des concentrations nominales sont-elles indiquées?

1

O

5

26

Des concentrations mesurées sont-elles indiquées?

3

O

 

27

Type de nourriture et périodes d’alimentation durant les essais à long terme

1

O

 

28

Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (spécialement dans les essais de toxicité chronique)?

1

O

 

29

Les 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)

3

O

 

30

Photopériode et intensité de l’éclairage

1

O

 

31

Préparation de solutions mères et de solutions d’essai

1

O

 

32

Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?

1

O

 

33

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, sa concentration est-elle indiquée?

1

O

 

34

Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, des données sont-elles fournies sur son écotoxicité?

1

O

Aucune donnée sur la toxicité, mais a été utilisé comme témoin

35

Intervalles des contrôles analytiques

1

O

 

36

Méthodes statistiques utilisées

1

O

 

Renseignements d’intérêt pour la qualité des données

37

Le paramètre déterminé est-il directement attribuable à la toxicité de la substance, 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.

O

 

38

L’organisme d’essai convient-il à l’environnement au Canada?

3

O

 

39

Les conditions d’essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l’organisme d’essai?

1

O

 

40

Le 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?

2

O

Dynamique

41

Le pH de l’eau d’essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (6 à 9)?

1

O

 

42

La température de l’eau d’essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l’environnement au Canada (5 à 27 °C)?

1

O

 

43

La valeur de la toxicité était-elle inférieure à celle de la solubilité de la substance dans l’eau?

3

 

s.o.

Résultats

44

Valeurs de la toxicité (fournir paramètres et valeurs)

s.o.

s.o.

CSEO >0,005 mg/L

45

Autres paramètres indiqués – p. ex., FBC/FBA, CMEO/CSEO (préciser)?

s.o.

 

 

46

Autres effets nocifs indiqués (p. ex., carcinogénicité, mutagénicité)?

s.o.

 

 

47

Note : ... %

97,6

48

Code de fiabilité d’EC :

1

49

Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :

Confiance élevée

50

Commentaires