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ARCHIVÉE - Ébauche du Suivi de l’évaluation de 1993 du risque écologique des substances organostanniques inscrites sur la Liste intérieure des substances du Canada

3. Exposition

3.1 Devenir dans l'environnement

3.1.1 Répartition dans l'environnement

Les rejets dans l'environnement des composés organostanniques devraient surtout se produire dans l'eau. Les composés organostanniques à coefficient d'adsorption allant de moyen à élevé devraient se retrouver dans les sédiments et les particules en suspension dans la colonne d'eau. De façon générale, le déplacement vers l'air devrait être négligeable. Certains composés organostanniques dont la solubilité dans l'eau est faible et la pression de vapeur élevée se déplaceraient plus vers l'air, mais dans une faible mesure.

3.1.2 Devenir et persistance dans l'environnement

Le passage en solution dans l'eau de nombreux composés organostanniques donne lieu à la formation d'un cation organostannique, qui est hydraté ou combiné à l'anion le plus prévalent (p. ex., l'ion chlorure dans l'eau de mer). Le taux d'hydrolyse est mal connu. Il existe des incertitudes quant à la stabilité hydrolytique de la liaison étain-soufre dans les conditions naturelles. Des études ont démontré la vulnérabilité des thiolates d'étain à l'hydrolyse quand ils sont dissous dans des solvants organiques, mais on connaît mal la possibilité d'hydrolyse de ces composés chimiques dans des conditions naturelles et dans toute la gamme de pH du milieu naturel (Environnement Canada, 2006).

De façon générale, on ne croit pas que les composés organostanniques hydrolysés (groupements RxSn(4−x)+) soient persistants dans l'eau, leur demi-vie estimée étant inférieure à quelques mois à 20 °C, mais plus longue aux températures inférieures (Gouvernement du Canada, 1993).

Les tributylétains ne semblent pas persistants dans l'eau, mais Maguire (2000) a montré que la demi-vie de ces substances dans les sédiments variait de 0,9 à 15 ans. Viglino et al. (2004) ont estimé une demi-vie pour le tributylétain de 8 ± 5 ans dans la couche aérobie superficielle de sédiments du fjord du Saguenay, au Québec, et de 87 ± 17 ans dans la couche profonde anaérobie.

Une demi-vie relativement longue (3,1 ans) dans les sédiments a aussi été mentionnée pour des triphénylétains (Shim et al., 1999). En outre, des concentrations élevées de triphénylétains dans des organismes des grands fonds marins ont été interprétées par Borghi et Porte (2002) comme indiquant que ces composés pouvaient persister relativement longtemps dans ces environnements.

Comme les composés organostanniques ne se déplacent généralement pas de façon appréciable vers l'air, on prévoit une faible possibilité de transport atmosphérique à longue distance.

La dégradation des composés organostanniques se produit par désalkylation séquentielle de groupes entiers de la chaîne avec intermédiaires hydroxylés plutôt que par déméthylation systématique des chaînes alkylées. Par exemple, le tributylétain est dégradé de façon biologique et abiotique par une débutylation séquentielle qui donne du dibutylétain, du monobutylétain et de l'étain inorganique dans des mélanges eau-sédiments ou de l'eau seulement (Maguire, 1992). Le tétrabutylétain et le tétraphénylétain devraient donc se dégrader selon des étapes semblables, les premiers produits de dégradation étant, respectivement, des composés du tributylétain et du triphénylétain.

La méthylation biologique de l'étain inorganique en mono-, di-, tri- ou tétraméthylétain peut se produire dans l'environnement. Les taux de méthylation sont les plus élevés dans les sédiments en anaérobiose. Les rendements signalés en composés du méthylétain sont généralement de beaucoup inférieurs à 1 %, mais un rendement total de 3,2 % (0,03 % de monométhylétain, 0,08 % de diméthylétain, 2,86 % de triméthylétain et 0,19 % de tétraméthylétain) a été signalé (Rapsomanikis et al., 1987). Des composés méthylés du butylétain ont été décelés à l'occasion dans l'environnement à des concentrations relativement faibles comparativement à celle de la substance organostannique qui avait été rejetée (Maguire, 1992). Les butyl-, octyl et phénylétains ne sont pas formés par des processus naturels à partir de l'étain inorganique.

Selon ces renseignements, les composés du tributylétain et du triphénylétain satisfont au critère de la persistance dans les sédiments (demi-vie ³ 365 jours dans les sédiments) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

3.1.3 Bioaccumulation

Les chlorures organostanniques à chaîne courte ne devraient pas faire l'objet d'une bioaccumulation appréciable dans le biote aquatique. Les coefficients de partage octanol/eau (log Koe) pour le trichlorure de monobutylétain et le dichlorure de dibutylétain sont respectivement de 0,09 et de 0,05 (Gouvernement du Canada, 1993). La masse moléculaire élevée de certaines substances organostanniques devrait limiter leur bioaccumulation.

Certains composés organostanniques sont cependant bioaccumulables. Maguire (2000) a signalé des facteurs de bioconcentration (FBC) du tributylétain pouvant atteindre, en eau douce, 46 000 pour des poissons, 330 000 pour des algues et 900 000 pour des moules, et, en eau salée, 10 000 pour des bigorneaux et des huîtres, 12 000 pour la zoostère marine, 40 000 pour des crabes, 50 000 pour des poissons, 100 000 pour des nasses et 500 000 pour des palourdes. Le log Koe des tributylétains est inférieur à 5, de sorte que Maguire (2000) a conclu que cette importante bioaccumulation résultait d'un mécanisme autre qu'un simple déplacement lipophile vers des tissus adipeux, peut-être une liaison avec des protéines se liant aux métaux présentes dans le foie ou le rein. Hunziker et al. (2001) ont aussi conclu que les composés triorganostanniques réagissaient avec la matière biologique par déplacement hydrophobe et formation de complexes. Maguire (2000) a signalé que les concentrations relativement élevées de tributylétain dans des échantillons de tissus (jusqu'à 4 µg/g de masse humide) de divers prédateurs supérieurs prélevés partout dans le monde constituaient une preuve supplémentaire du potentiel élevé de bioaccumulation du tributylétain. Quelques indices d'une faible bioamplification du tributylétain dans les chaînes trophiques marines ont été signalés (p. ex., Takahashi et al., 1997; Rouleau et al., 1998; Mamelona et Pelletier, 2003). Les facteurs de bioamplification rapportés sont typiquement inférieurs à 10.

Huang et al. (1993) ont signalé un FBC du triphénylétain de 11 400 dans l'algue Scenedesmus obliquus après une exposition de 7 jours, comparativement à >33 200 pour le tributylétain. Borghi et Porte (2002) ont signalé des concentrations élevées de triphénylétain (jusqu'à 4,2 µg/g de masse humide) dans le foie de certains poissons d'eau profonde de la Méditerranée, les concentrations des mono-, di- et tributylétains s'avérant inférieures. Cela montre que le triphénylétain est bioaccumulable et suffisamment persistant pour atteindre les eaux profondes. Bien que la bioamplification des triphénylétains n'ait pas été largement étudiée, les résultats rapportés par Borghi et Porte (2002) portent à croire que ces substances pourraient faire l'objet d'une bioamplification. Ces auteurs ont estimé un facteur de bioamplification des triphénylétains s'approchant de 1 chez une espèce de poisson de la Méditerranée.

Il est à noter que plusieurs des FBC mentionnés ci-dessus reposaient sur des études effectuées sur le terrain. Par conséquent, l'expression « facteur de bioaccumulation » (FBA) serait plus adéquate que celle de FBC car ces organismes ont été exposés aux composés organostanniques présents dans l'eau, leur nourriture et les particules, et non seulement à ceux présents dans l'eau. Il est aussi à noter que les concentrations dans les tissus rapportées dans plusieurs études étaient fondées sur la masse sèche et que les FBA (ou les FBC) calculés sur la base de la masse sèche sont de plusieurs fois supérieurs à ceux signalés sur la base de la masse humide.

Selon ces renseignements, les composés du tributylétain et du triphénylétain satisfont aux critères de la bioaccumulation (FBA >= 5 000 ou log Koe >= 5) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Gouvernement du Canada, 2000].

3.2 Concentrations dans l'environnement

3.2.1 Concentrations estimées1

La concentration dans l'environnement prévue (CEP), qui est calculée pour les mono- et dialkylétains ainsi que pour les tributylétains et le tétrabutylétain rejetés à partir des contenants de transport, des réservoirs d'entreposage et des conduites de transvasement, se situait entre 4,1 × 10−4 et 2,0 µg/L pour un débit de réseau fluvial canadien variant de moyen à faible et en supposant une dilution instantanée (Environnement Canada, 2006).

La mise en place de pratiques de gestion adéquates dans l'ensemble de l'industrie permettrait de réduire la CEP de 8 × 10−8 à 8,1 × 10−3 µg/L pour un débit de réseau fluvial canadien variant de moyen à faible (Environnement Canada, 2006).

Environnement Canada (2006) a estimé une CEP dans les sédiments de 7,8 mg/kg en masse sèche pour les tributylétains, en utilisant une méthode de partage à l'équilibre fondée sur la concentration estimée la plus élevée de tributylétain dans les eaux sus-jacentes.

3.2.2 Concentrations mesurées2

Chau et al. (1997) ont présenté les résultats d'un relevé des substances organostanniques présentes dans l'eau et les sédiments (eaux douces et marines) réalisé dans tout le Canada en 1994. Les échantillons ont été prélevés en divers lieux, notamment des ports de plaisance, des ports et des voies de navigation, ainsi que dans des endroits où des rejets appréciables de composés organostanniques pesticides (antisalissures) étaient moins probables. Les résultats obtenus sont résumés dans le tableau 2 (concentrations dans les eaux douces au Canada) et le tableau 3 (concentrations dans les sédiments d'eau douce au Canada). Des composés organostanniques ont été décelés dans des eaux de surface et des sédiments partout au Canada, les concentrations les plus élevées des divers composés organostanniques étant presque toujours notées dans les ports marchands et les ports de plaisance. On croit que les butylétains trouvés dans ces endroits résultaient surtout de la dégradation de tributylétains présents dans des peintures antisalissures. Tel qu'indiqué plus haut, les composés organostanniques peuvent aussi pénétrer dans l'environnement à partir d'autres sources. La concentration la plus élevée notée dans l'eau, de 0,0593 µg de diméthylétain/L, l'a été dans la rivière Welland (Ontario) en aval d'une usine de fabrication de CPV (Chau et al., 1997).

Tableau 2 : Concentrations de diverses substances organostanniques dans les eaux douces du Canada, relevé de 1994 (Chau et al., 1997)
SubstanceFréquence de détectionGamme de concentrations (µg/L)a
Monométhylétain0/89<0.0006
Diméthylétain10/89<0.0006-0.0593
Monobutylétain6/89<0.0007-0.0220
Dibutylétain5/89<0.001-0.0182
Tributylétain12/89<0.0012-0.0434
Monooctylétain0/89<0.001
Dioctylétain0/89<0.0014
Triphénylétain0/89<0.0015

a À l'origine, les seuils de détection et les concentrations étaient indiqués en µg Sn/L.

Tableau 3 : Concentrations de diverses substances organostanniques dans les sédiments d'eau douce du Canada, relevé de 1994 (Chau et al., 1997)
SubstanceFréquence de détectionGamme de concentrations (µg/g, masse sèche)a
Monométhylétain24/80<0,0006-0,331
Diméthylétain1/80<0,0006-0,0068
Monobutylétain33/80<0,0007-0,484
Dibutylétain43/80<0,001-0,766
Tributylétain42/80<0,0012-2,38
Monooctylétain7/80<0,001-0,0142
Dioctylétain6/80<0,0014-0,0626
Triphénylétain3/80<0,0015-0,0576

a À l'origine, les seuils de détection et les concentrations étaient indiqués en µg Sn/g (masse sèche).

En 1989, des restrictions ont été imposées, en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires du Canada, à l'utilisation des tributylétains dans les peintures antisalissures. Comme on peut le voir dans les tableaux 4 et 5, les composés organostanniques ont généralement été décelés plus fréquemment et à des concentrations plus élevées dans l'eau pendant les relevés effectués de 1982 à 1985, avant l'imposition des restrictions, qu'ils ne l'ont été en 1994.

Tableau 4 : Concentrations de diverses substances organostanniques dans les eaux douces au Canada, relevés de 1982 à 1985 (Chau et al., 1997; données sur l'octylétain tirées de Gouvernement du Canada, 1993)
SubstanceFréquence de détectionGamme de concentrations (µg/L)a
Monométhylétain32/216<0,003-1,22
Diméthylétain27/216<0,004-0,4
Monobutylétain65/253<0,003-8,481
Dibutylétain67/253<0,004-7,3
Tributylétain64/253<0,005-5,703
Monooctylétain0/275<0,02
Dioctylétain0/275<0,03

a À l'origine, les seuils de détection et les concentrations étaient indiqués en µg Sn/L.

Tableau 5 : Concentrations de diverses substances organostanniques dans les sédiments d'eau douce au Canada, relevés de 1982 à 1985 (Chau et al., 1997)
SubstanceFréquence de détectionGamme de concentrations (µg/g, masse sèche)a
Monométhylétain3/163<0,003-0,146
Diméthylétain1/163<0,004-0,213
Monobutylétain43/219<0,001-7,0
Dibutylétain49/219<0,002-1,136
Tributylétain63/219<0,002-3,119

a À l'origine, les seuils de détection et les concentrations étaient indiqués en µg Sn/g (masse sèche).


1 Les concentrations estimées sont exprimées sur la base de la molécule entière, dont le groupement anionique.
2 Les concentrations mesurées sont exprimées après hydrolyse (p. ex., le monobutylétain) et ne comprennent pas le groupement anionique.