Sommaire

Les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de la 1-vinyl-2-pyrrolidone (NVP), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 88-12-0. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de la NVP durant la catégorisation visant les substances de la Liste intérieure dans le cadre du Défi. La NVP a été jugée hautement prioritaire, car elle a été classée par la Commission européenne en fonction de sa cancérogénicité. La substance ne répond pas aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation de la NVP est donc axée principalement sur les risques pour la santé humaine.

Selon les renseignements fournis en application de l'article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n'a fabriqué de NVP en une quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg au cours de l'année civile 2006. Toutefois, de 10 000 à 100 000 kg de la substance ont été importés durant la même année. La NVP est surtout utilisée pour la fabrication industrielle de polymères dérivés de cette substance, et les produits de soins personnels constitueraient la principale source d'exposition pour la population.

L'industrie des produits de soins personnels utilise les polymères dérivés de la NVP. Les polymères servent d'agglutinant, de dispersant et de liant dans les cosmétiques ainsi que de raidissant dans les produits de soins capillaires. La NVP polymérisée a de multiples usages dans l'industrie pharmaceutique. Le polymère est utilisé comme agent liant pour les comprimés et sert au pelliculage des gélules afin d'en faciliter l'ingestion. Les polymères dérivés de la NVP servent de stabilisateur pour les enzymes et les médicaments sensibles à la chaleur, ainsi que d'inhibiteur de cristallisation dans les médicaments liquides. Parmi les usages industriels de la NVP figure la fabrication d'encres et de revêtements à séchage UV. La NVP est utilisée comme principe actif dans 11 pesticides homologués pour l'utilisation commerciale au Canada.

Comme la NVP a été classée par d'autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette caractéristique. Dans une étude chronique sur la cancérogénicité, les rats exposés à la NVP par inhalation ont présenté une augmentation de l'incidence liée à la dose du carcinome hépatocellulaire et des adénocarninomes et adénomes des fosses nasales, ainsi qu'une augmentation des carcinomes malpighiens du larynx à la plus forte dose. Des modifications néoplasiques ont également été constatées chez les femelles exposées à la NVP par inhalation pendant 3 mois, suivis de 21 mois de récupération. Toutefois, aucune étude à long terme enquêtant sur l'exposition à la NVP chez d'autres espèces ou sur l'exposition par voie orale ou cutanée n'a été repérée. Compte tenu des renseignements disponibles à l'égard de la génotoxicité et des conclusions des autres organismes, la NVP n'est pas susceptible d'être mutagène. Par conséquent, une approche fondée sur le seuil d'innocuité a été utilisée pour évaluer les risques pour la santé humaine.

On a observé, à la suite d'une exposition par inhalation dans le cadre d'études en doses répétées, des effets non néoplasiques à la même concentration associée à un effet critique que les effets néoplasiques; il a également été déterminé que le foie et les voies respiratoires des rats et souris constituaient les organes cibles. On considère que la marge entre les estimations de la limite supérieure d'exposition, aiguë à chronique, à des produits de soins personnels et la concentration associée à un effet critique assure une protection adéquate pour tenir compte du manque de données et des incertitudes liées à l'évaluation des risques pour la santé humaine aussi bien concernant les effets cancérogènes que les effets non cancérogènes.

L'exposition chronique à la NVP lors de l'utilisation de produits pharmaceutiques est inférieure à l'exposition à cette substance lors de l'utilisation de produits de soins personnels (cosmétiques).

À la lumière des renseignements disponibles sur sa capacité à nuire à la santé humaine et de la marge d'exposition en découlant, il est proposé de conclure que la NVP ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

D'après le faible danger écologique que présentent les rejets de NVP dans l'environnement, il est proposé de conclure que cette substance ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ni à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. La NVP ne satisfait pas aux critères de la persistance et de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Cette substance s’inscrira dans la 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, il est proposé de conclure que la NVP ne répond à aucun des critères de l’article 64 de la LCPE (1999).

Introduction

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

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, 2006) dans lequel ils priaient l'industrie et les autres intervenants de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que la 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone (abrégée sous la forme NVP) est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente un REI et elle a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 14 mars 2009 (Canada, 2009a). En même temps a été publié le profil de la substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques de la 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone pour la santé humaine était jugée hautement prioritaire, cette substance ne répondait pas aux critères relatifs à la persistance et au potentiel de bioaccumulation ou aux critères de toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

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^[1]. Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente ébauche d'évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations de la substance en question et l'exposition à celle-ci, y compris l'information supplémentaire fournie dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en juillet 2009 (sections du document concernant les aspects humains et écologiques). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

Dans le cas de l'évaluation des risques pour la santé humaine, suppose la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d'après les évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d'autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. La présente ébauche d'évaluation préalablene constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques, tels que Bernard Gadagbui, Ph. D. (Toxicology Excellence for Risk Assessment, TERA), Michael Jayjock, Ph. D. (The LifeLine Group) et Bob Benson, Ph. D. (US Environmental Protection Agency). 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.

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 dont il est question ici est appelée 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone (NVP), selon l'inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes et telle qu'inscrite sur la Liste intérieure des substances (LIS). La NVP est un monomère et elle peut donc être présente en quantités résiduelles lorsqu'elle est polymérisée en polyvinyl pyrrolidone (PVP) ou en d'autres polymères dérivés de la NVP. Les renseignements liés au monomère à titre de 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone sont repris dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS)	88‑12‑0
Nom dans la LIS	2‑Pyrrolidone, 1‑vinyl‑
Noms relevés dans les NCI	2‑Pyrrolidinone, 1‑ethenyl‑ (TSCA, DSL, AICS, SWISS, PICCS, ASIA‑PAC, NZIoC) 1‑vinyl‑2‑pyrrolidone (EINECS) N‑vinyl‑2‑pyrrolidone (ENCS) 1‑Ethenyl‑2‑pyrrolidinone (ECL) N‑VINYL‑2‑PYRROLIDON (SWISS) 2‑Pyrrolidinone, 1‑ethenyl (PICCS) VINYLPYRROLIDONE (PICCS) PYRROLID‑2‑ONE, 1‑VINYL‑ (PICCS) N‑VINYL‑2‑PYRROLIDINE (PICCS)
Autres noms	1‑vinyl‑2‑pyrrolidinone 1‑Vinyl‑2‑pyrrolidinone Aronix M‑150 N‑V 2RC N‑Vinyl‑2‑pyrrolidinone N‑Vinylpyrrolin‑2‑one N‑VP NSC‑10222 NSC‑683040 NVP‑300 V‑Pyrol V‑Pyrol RC Vinylbutyrolactam
Groupe chimique (groupe de la LIS)	Produits chimiques organiques définis
Principale classe chimique ou utilisation	Amines aliphatiques; amines tertiaires
Principale sous‑classe chimique	n.d.
Formule chimique	C6H9NO
Structure chimique
SMILES	O=C(N(C=C)CC1)C1
Masse moléculaire	111,14 g/mol

Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 résume les propriétés physiques et chimiques qui concernent son devenir dans l'environnement de la NVP.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de la NVP

Sources

La NVP n'est pas d'origine naturelle. Il s'agit d'un monomère utilisé seul ou en combinaison avec d'autres monomères pour produire un certain nombre de polymères (EURAR, 2003).

La production mondiale de NVP a été recensée en Allemagne et aux États‑Unis (Chemical Information Services, 1995, cité dans CIRC, 1999; NICNAS, 2000; l'EURAR, 2003).

La substance n'a pas été fabriquée au Canada en 2006 au‑dessus de la limite de déclaration de 100 kg (Environnement Canada, 2009a). Toutefois, la quantité totale déclarée de 1‑vynil‑2‑pyrrolidone importée au Canada en 2006 était de 10 000 à 100 000 kg, d'après des données fournies conformément à l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009a).

Les données relatives au commerce international de Statistique Canada (CIMT, 2009) révèlent que l'importation de la NVP au Canada est en déclin depuis 1988, lorsque 228 445 kg ont été importés. De 1995 à 2006, la quantité moyenne de la substance importée au Canada était de 23 449 kg annuellement (Statistique Canada, 2009). Cependant, la NVP peut entrer au Canada sous forme de monomère résiduel ou de comonomère dans les produits de consommation formulés qui peuvent ne pas être régis par l'article 71 ou les données relatives au commerce international de Statistique Canada.

Utilisations

La NVP est utilisée dans la synthèse industrielle de l'homopolymère, la polyvinyl pyrrolidone (PVP), ou avec d'autres monomères pour produire des copolymères servant aux formulations des produits industriels ou de consommation. Il n'existe aucun produit de consommation finale contenant de la NVP elle‑même, mais on peut trouver la NVP en tant que monomère résiduel issu du processus de polymérisation (NICNAS, 2000; EURAR, 2003).

Les principales utilisations de la substance à l'échelle mondiale incluent les produits de formulation pour les produits de soins personnels, les produits pharmaceutiques, les encres à séchage ultraviolet (UV) et les revêtements à colorants UV (Moore, 1983; ECB, 2000; NICNAS, 2000; Kricheldorf et al., 2005 ; Nuyken et al., 2005; HSDB, 2009).

À l'échelle internationale, la PVP et ses copolymères sont largement utilisés dans les cosmétiques et l'industrie des produits de soins personnels (Moore, 1983; Gmahl et Ruess, 1993; Hössel et al., 2000 EURAR, 2003). La PVP fonctionne comme un agglutinant, dispersant et liant dans les cosmétiques, et comme raidissant dans les produits de soins capillaires (EURAR, 2003). Au Canada, la PVP et ses copolymères sont déclarés dans la formulation de plus de 1 500 produits de soins personnels, dont 85 % sont composés de produits capillaires (communication personnelle de 2009 du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada en 2009; source non citée).

La PVP a de nombreuses applications dans l'industrie pharmaceutique. Le polymère devient collant lorsqu'il est mouillé et il est utilisé comme liant pour les comprimés. Il sert également au pelliculage des gélules, des vitamines et des minéraux pour en faciliter l'ingestion, et agit comme un stabilisateur pour les enzymes et les médicaments sensibles à la chaleur, ainsi que comme inhibiteur de cristallisation dans les médicaments liquides (EURAR, 2003).

Au Canada, la PVP est inscrite dans le Système de déclaration des médicaments (SDM) de Santé Canada en tant qu'ingrédient non médicinal présent dans les produits pharmaceutiques finaux (SDM, 2009). Bien que la NVP ne figure pas au SDM, elle peut être présente dans les produits pharmaceutiques comme impureté (communication personnelle de 2009 de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, adressée au Bureau de gestion du risque, Santé Canada; source non citée). La PVP est utilisée de façon similaire dans les médicaments vétérinaires disponibles au Canada (communication personnelle de 2009 de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada, adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

La PVP figure dans la Base de données sur les ingrédients de produits de santé naturels (BDIPSN), en tant qu'ingrédient non médicinal des produits de santé naturels avec un apport quotidien acceptable de 50,0 mg/kg poids corporel (kg-pc) (adopté du FAO/WHO, 1986) (BDIPSN, 2009). Elle figure également dans la Base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH), et elle est donc utilisée dans les produits de santé naturels homologués disponibles au Canada (BDPSNH, 2009). Donc la NVP peut être présente dans les produits de santé naturels homologués en quantités résiduelles (communication personnelle de 2009 de la Direction des produits de santé naturels, Santé Canada, adressée au Bureau de gestion du risque, Santé Canada; source non citée).

Au Canada et ailleurs, la NVP est utilisée comme diluant réactif dans les encres et les revêtements à séchage UV (BASF, 1997; Environnement Canada, 2009a). La demande mondiale en NVP pour les produits à séchage UV est en déclin (Henriks‑Eckerman et Kanerva, 1997; NICNAS, 2000 EURAR, 2003;), possiblement en raison de la diminution importante d'importation de NVP au Canada au cours des 20 dernières années. Au Canada, on a déclaré que 78 % de NVP a été utilisé dans la formulation de colorants UV alors que 21 % a servi à la fabrication d'encres à séchage UV (Environnement Canada, 2009a). En réponse à l'avis de l'article 71, les produits de coloration et d'encre à séchage UV ont été identifiés comme des produits industriels non destinés à la vente au public général (Environnement Canada, 2009a).

En Europe, la PVP peut avoir un usage limité à l'industrie de la brasserie comme clarifiant dans le traitement de la bière et du vin en bouteille ou en canette (EURAR, 2003; Kricheldorf et al., 2005). Au Canada, il existe deux usages connus de la polyvinyl pyrrolidone dans les emballages alimentaires (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de gestion des risques de Santé Canada; source non citée).

Au Canada, la NVP a aussi été identifiée comme un résidu non intentionnel de fabrication de isolation à la mousse de polyuréthane en vaporisateur (Environnement Canada, 2009a) et comme formulant dans 11 pesticides commerciaux, avec des utilisations alimentaires d'une concentration maximale de 50 ppm (communication personnelle de 2009 de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada, adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada; source non citée).

Puisque la NVP est inscrite à la Liste de divulgation des ingrédients (concentration, 1 % par poids) de la Loi sur les produits dangereux (Canada, 1988), il peut y avoir un certain nombre de produits contenant des niveaux résiduels de NVP qui n'ont pas été identifiés comme commerciaux au Canada.

Les produits identifiés ailleurs, mais non confirmés au Canada, comprennent les lentilles de contact perméables au gaz (Bohnert et al., 1988; Garrett et Milthorpe, 1996; Cai et Gupta, 2005), le savon à lessive en poudre, les bâtons de colle, les fixatifs dentaires pour fixer les prothèses dentaires ainsi que les gommes humidificatrices pour les timbres et les enveloppes (EURAR, 2003).

Historiquement, la PVP était utilisée comme succédané de plasma sanguin, mais cela ne semble plus être le cas (Wood, 1970; Lorenz, 1971; Kricheldorf et al., 2005), bien que la PVP continue d'être utilisée comme un ingrédient des cryoprotecteurs pour les transplantations d'organes (O'Neil et al., 2001). Un copolymère composé de NVP et de polyméthacrylates était utilisé comme améliorant d'indice de viscosité pour les huiles de carter automobile, toutefois cette application était limitée et n'est pas prise en compte dans la caractérisation des risques de la NVP par l'Union européenne (EURAR, 2003). Des données récentes appuyant la caractérisation des risques pour cette application n'ont pas été recensées pendant la préparation de la présente évaluation.

Rejets dans l'environnement

Les déclarations communiquées en réponse à un avis publié en application de l'article 71 de la LCPE (1999) ont indiqué un rejet de NVP de moins de 100 kg dans l'atmosphère pendant l'année civile 2006 (Environnement Canada, 2009a). Pour la même année, on a déclaré que moins de 100 kg de NVP a été transférés à des installations pour déchets dangereux (Environnement Canada, 2009a). La NVP ne figure pas sur la liste des substances de l'Inventaire national des polluants (INRP, 2006) ou sur la liste des substances devant être déclarée du Toxic Release Inventory Program des États‑Unis (TRI, 2009),

Devenir dans l'environnement

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

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III pour la NVP (EQC, 2003)

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Le tableau 4a présente les données empiriques de biodégradation pour la NVP. Dans une étude du BASF (1979a), on a observé une biodégradation de 100 % de la NVP sur une utilisation de 14 jours du test Zahn‑Wellens. Dans une autre étude (BASF, 1995), la biodégradabilité en boue activée provenant des usines d'eaux usées de laboratoire a été mesurée à l'aide de la réduction du carbone organique dissous (COD), tel que décrit dans la ligne directrice n^o 301 A (BASF, 1995) de l' Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) sur la biodégradabilité rapide. Il a été jugé que la substance a une biodégradabilité rapide de plus de 70 % en 10 jours, et elle est décomposée à 100 % après 28 jours. Les essais indiquent que la demi‑vie de la dégradation ultime dans l'eau devrait être inférieure à 182 jours (6 mois) et, en conséquence, la substance est considérée comme non persistante dans ce milieu.

Tableau 4a. Données empiriques sur la dégradation de la NVP

En raison du peu de données sur la dégradation de la NVP, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a aussi été utilisée avec les modèles de la dégradation indiqués dans le tableau 4b ci‑dessous. Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que la NVP devrait être libérée dans ce milieu, la biodégradation dans l'eau est la biodégradation qui a surtout été étudiée. La NVP ne contient pas de groupements fonctionnels pouvant subir une hydrolyse (aucun résultat n'a été produit par (EPIWIN, 2008)).

Le tableau 4b résume les résultats de la dégradation dans divers milieux naturels que prédisent les modèles RQSA disponibles.

Tableau 4b. Données modélisées sur la dégradation de la NVP

Dans l'air, une valeur de demi‑vie de l'oxydation atmosphérique prévue de 0,29 jour (voir le tableau 4b) démontre que cette substance est susceptible de s'oxyder rapidement. Cette substance ne devrait pas réagir dans l'atmosphère avec d'autres espèces photooxydantes, comme l'ozone_, mais à un débit beaucoup plus lent. La NVP ne devrait pas se dégrader par photolyse directe. Des réactions avec des radicaux hydroxyles devraient donc constituer le plus important processus régissant le devenir de la NVP dans l'atmosphère. Sa demi‑vie estimée à 0,29 jour, résultant des réactions avec ces radicaux, permet d'affirmer que la NVP n'est pas persistante dans l'air.

Comme la substance ne comprend aucun groupement hydrolysable, il était impossible de prévoir la demi‑vie par hydrolyse dans l'eau à l'aide d'EPIsuite. D'autres processus régissant son devenir dans l'eau doivent être pris en considération pour déterminer la persistance dans ce milieu.

Les résultats des modèles de biodégradation sont contradictoires. Tous les modèles BIOWIN (2008) de biodégradation primaires et ultimes semblent indiquer que la biodégradation peut être très rapide et que la demi‑vie dans l'eau est inférieure à 182 jours, tandis que les prévisions de TOPKAT (2004) et CATABOL (©2204-2008) indiquent une demi‑vie supérieure à 182 jours. Comme les prévisions de CATABOL et TOPKAT (2004) se situent dans les domaines d'applicabilité des deux modèles, elles sont donc considérées fiables. CATABOL (©2204-2008) est près du seuil et laisse entendre une biodégradation lente (le résultat inférieur à 20 % indique un potentiel de biodégradation ultime relativement lent) et TOPKAT (2004) indique la biodégradation peut être très lente ou non existante (le résultat inférieur ou égal à 0,3 laisse entendre un faible potentiel de biodégradation ultime).

Bien que les résultats du modèle sont contradictoires, les deux résultats empiriques indiquent que la NVP se dégrade rapidement dans l'eau (tableau 4a). Puisque les données empiriques sont les plus fiables et en tenant compte du fait que la substance possède des caractéristiques structurelles associées à des produits chimiques qui sont facilement biodégradés (amides, substances chimiques cycliques composées seulement de carbone, d'oxygène, d'azote et d'hydrogène), on doit tirer la conclusion que la demi‑vie de biodégradation de la NVP a une durée probable d'au plus quelques semaines, et que cette durée est de loin inférieure à 182 jours dans l'eau.

Selon un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour la demi‑vie associée à la biodégradation dans l'eau, le sol, les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi‑vie dans le sol est aussi inférieure ou égale à 182 jours, tandis que la demi‑vie dans les sédiments est inférieure ou égale à 365 jours. Cela indique que la NVP ne devrait pas être persistante dans le sol et les sédiments.

Les données empiriques et modélisées (voir les tableaux 4a et 4b) montrent que la NVP ne répond pas aux critères de la persistance dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments (demi‑vies dans l'air ≥ 2 jours, demi‑vies dans le sol et l'eau > 182 jours et demi-vie dans les sédiments > 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs expérimentales du coefficient de partage octanol-eau modélisé (log K_oe) pour la NVP (voir le tableau 2 ci‑dessus) laissent entendre que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote.

Faute de données expérimentales disponibles sur les facteurs de bioaccumulation (FBA) ou de bioconcentration (FBC) pour la NVP, une méthode prédictive a été appliquée au moyen des modèles de FBA et de FBC disponibles, comme l'indique le tableau 5 ci‑dessous. On estime que les résultats de ces modèles sont fiables car cette substance se situe dans les domaines de leur base d'apprentissage.

Tableau 5. Données modélisées sur la bioaccumulation pour la NVP

Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses FBA et de FBC sont supérieurs à 5000. Toutefois, le calcul des FBA est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le FBC ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log K_oe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003). La modélisation cinétique du bilan massique devrait constituer la méthode de prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation de la substance, car elle permet d'inclure des taux de concurrence de captage et d'élimination comme la biotransformation métabolique.

Comme on ne disposait pas de données sur le métabolisme de cette substance, on n'en a pas tenu compte dans les modèles des FBA et des FBC d'Arnot et Gobas (2003), car en fonction du log K_oe de 0,40, le processus d'élimination par les branchies provoquera des pertes beaucoup plus importantes que la biotransformation pour la bioaccumulation de la NVP chez les organismes aquatiques.

Les preuves disponibles (tableau 5) suggèrent que la NVP aura un faible potentiel de bioaccumulation en raison de ses propriétés physiques et chimiques (c.‑à‑d. très haute solubilité dans l'eau et faible valeur du log K_oe). Le modèle modifié du FBA de Arnot et Gobas (2003) pour le niveau trophique intermédiaire chez les poissons a estimé le FBA à 1,03 L/kg, ce qui indique que la NVP n'a pas de potentiel de bioaccumulation dans les tissus des poissons et de bioamplification dans les réseaux trophiques. Les résultats des calculs du modèle des FBC fournissent une preuve additionnelle qui appuie le faible potentiel de bioconcentration de cette substance. D'après les valeurs empiriques du log K_oe et les valeurs de bioaccumulation obtenues par modélisation cinétique, la NVP ne satisfait pas au critère de bioaccumulation (FBA ou FBC ≥ 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie dans cette évaluation consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Tel qu'il est décrit précédemment, la NVP ne devrait pas être persistante dans l'eau, le sol et les sédiments. Elle devrait également présenter un faible potentiel de bioaccumulation. Les volumes d'importation de cette substance au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations indiquent un risque de rejet généralisé dans l'environnement au Canada. Les données expérimentales et modélisées, relatives aux effets sur l'environnement, sont présentées dans les tableaux 6a et 6b.

Tableau 6a. Données empiriques sur la toxicité aquatique de la NVP

Tableau 6b. Données modélisées sur la toxicité pour les organismes aquatiques pour la NVP

Des études empiriques sur l'écotoxicité aigüe sont disponibles pour les poissons, les daphnies, les algues et les microorganismes, toutefois les résultats proviennent d'études non publiées faisant partie du Rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne (EURAR, 2003; voir le tableau 6a). Les valeurs déclares pour l'écotoxicité sont de 45 mg/L pour une étude d'immobilisation des daphnies de 48 heures, de 913 mg/L pour une CL₅₀ de 96 heures et de 976 mg/L pour une CL₅₀ de 72 heures sur l'Oncorhyncus mykiss. Les effets de la NVP sur le taux de croissance et la reproduction du Scenedesmus subspicatus a été étudié et les valeurs de la CE₅₀ de 96 heures (diminution de la reproduction) et de la CE₅₀ (diminution du aux de croissance) étaient de 780 mg/L et plus de 1 000 mg/L, respectivement.

Les résultats de la modélisation des effets aigus pour les trois niveaux trophiques correspondent aux résultats empiriques (tableau 6b), bien que l'un des deux résultats pour les plantes aquatiques indique que les algues vertes peuvent être plus sensibles à la NVP (CE₅₀ = 0,75 mg/L) (ECOSAR, 2000‑2008). Les valeurs de modélisation sur la toxicité chronique indiquent une toxicité supérieure aux résultats pour la toxicité aigüe.

Les valeurs expérimentales sur la toxicité indiquent un niveau de toxicité aigüe de faible à modérée, et c'est pourquoi cette substance ne cause généralement pas d'effets nocifs aigus aux organismes aquatiques lorsque sa concentration est faible (<1 mg/L). Cependant, les résultats du modèle laissent entendre la possibilité d'effets chroniques lorsque les concentrations d'exposition sont relativement faibles. Ces données laissent entendre que la NVP a le potentiel d'être modérément à hautement dangereuse pour les organismes aquatiques très sensibles qui sont exposés sur de longues périodes de temps.

On n'a trouvé aucune étude concernant les effets de cette substance sur l'environnement dans d'autres milieux que l'eau.

Étant donné qu'une part importante de la NVP peut être rejetée dans l'eau, un scénario générique a été utilisé pour estimer une concentration prudente de NVP résultant d'un rejet industriel en utilisant l'outil d'exposition générique industriel - milieu aquatique (Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic, ou IGETA) d'Environnement Canada. Les hypothèses de calcul des concentrations environnementales estimées (CEE) pour cette substance sont les suivantes, entre autres : 0,005 % de rejets ou pertes associés aux procédés industriels pendant 250 jours, et déversement de l'effluent d'une usine de traitement des eaux usées dans un petit cours d'eau récepteur. L'équation et les valeurs sont fournies par Environnement Canada (2009b, c). D'après ces hypothèses, la CEE de la NVP dans l'eau résultant des rejets industriels est de 0,0004 mg/L.

Le modèle « Mega Flush » d'Environnement Canada a été mis à profit pour estimer les rejets résidentiels dans le réseau d'égouts et les concentrations potentielles des substances à l'étude provenant de produits de consommation et industriel contenant cette substance dans des cours d'eau récepteurs d'effluents d'usine de traitement des eaux usées (Environnement Canada, 2009d). L'équation et les valeurs de ce scénario sont fournies par Environnement Canada (2009e). La CEE de 6,2x10^‑4 mg/L était basée sur le débit de 10 % pour tous les cours d'eau, la fraction de rejet d'eaux usées de 1,5 % et l'élimination estimée à l'usine de 0,2 % pour le premier traitement et de 62,4 % pour le deuxième traitement. D'autres hypothèses incluent l'utilisation par les consommateurs de la substance sur 365 jours par année et un rejet industriel annuel pour 250 jours par année avec une perte dans les eaux usées pendant la fabrication et / ou la manutention de 0,005% de rejets.

Une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) a également été déterminée à partir de la valeur empirique de toxicité la plus basse relevée, soit la CE₅₀ pour la daphnie, qui est de 45 mg/L. Cette valeur a été définie comme valeur de toxicité critique, puis divisée par un facteur d'évaluation de 1 000 (pour tenir compte de certaines incertitudes liées aux variabilités interspécifique et intraspécifique de la vulnérabilité, à l'extrapolation de la valeur de la CE₅₀ constatée en laboratoire à une valeur sans effet sur le terrain, et de la disponibilité de tests sur la toxicité aigüe pour seulement 3 niveaux trophiques.) On obtient une valeur prudente pour la CESE de 0,045 mg/L.

Une analyse du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements liés à la substance, a été réalisée pour le milieu aquatique, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Le scénario industriel générique décrit précédemment a donné une CEE de 0,0004 mg/L (Environnement Canada, 2009c). Le quotient de risque dérivé (CEE/CESE) est de 0,0089. Ceci indique qu'il est peu probable que les expositions soient suffisamment élevées pour être nocives aux organismes aquatiques. Étant donné que la majorité des rejets de cette substance seraient émis dans l'eau sur des sites industriels de fabrication et comme les résultats de la modélisation de la fugacité montrent que la majeure partie de la substance rejetée dans l'eau restera dans ce milieu, il est peu probable que des organismes d'autres sites ou d'autres milieux y soient exposés.

Concernant l'exposition attribuable aux rejets domestiques issus des produits de consommation et industriels, les résultats fournis par Mega Flush indiquent également qu'il est peu probable que la CEE de cette substance (0,00062 mg/L) ne dépasse la CESE (0,045 mg/L) en aucun lieu (c.‑à‑d. aucun lieu dont la CESE excède le débit de 10 % pour tous les cours d'eau). Le quotient de risque (CEE/CESE) prudent qui en résultent est de 0,013. Cela montre que les rejets des consommateurs et industriels dans le réseau d'égouts de NVP ne devraient pas être nocifs pour les organismes aquatiques.

En somme, les résultats de la présente évaluation révèlent que la NVP n'a pas le potentiel de causer des effets écologiques nocifs au Canada. Cette conclusion a été tirée malgré les incertitudes causées par le manque de données empiriques sur les concentrations environnementales au Canada. Les concentrations dans l'eau ont été modélisées d'après des hypothèses prudentes.

Bien que des données empiriques étaient disponibles pour les propriétés physiques et chimiques, la biodégradation et les effets écologiques aigus de la NVP, aucune ne l'était sur les effets expérimentaux de la toxicité chronique. Des données modélisées ont aussi été utilisées pour compléter et confirmer la validité des données expérimentales. Un facteur d'application de 1 000 a utilisé pour tenir en partie compte du fait que seuls les résultats sur la toxicité aigüe étaient disponibles pour les trois niveaux trophiques. De plus, aucune information n'était disponible concernant la bioaccumulation de la NVP. La valeur du log K_oe de 0,40 laisse entendre qu'il est peu probable que la bioaccumulation soit importante et les données disponibles sur la modélisation de la bioaccumulation pour la NVP le confirment.

Il y a une certaine incertitude quant à l'estimation du potentiel qu'aurait la NVP de causer des effets nocifs pour l'environnement selon les scénarios de rejet et de rejets dans les égouts, toutefois les hypothèses prudentes qui sont formulées d'après les modèles visent à s'assurer que les concentrations d'exposition ne sont pas sous‑estimées.

Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et alimentation

Aucune information sur la concentration de NVP dans l'environnement canadien n'a été recensée pendant la préparation de ce rapport, et moins de 100 kg de NVP ont été rejetés dans l'environnement en 2006 (Environnement Canada, 2009a).

Selon Statistique Canada (CIMT, 2009), 25 168 kg de NVP ont été importés en 2006 (Statistique Canada, 2009). Même si 100 % de la NVP importée au Canada a été rejetée dans l'atmosphère, les concentrations prévues de NVP dans l'air, l'eau et le sol seraient très faibles, soit 4,35x10^‑5 µg/m³, 1,08x10^‑5 µg/L et 1,55x10^‑2 µg/kg, respectivement, d'après des estimations de modélisation environnementales (ChemCAN, 2003). Les estimations de limite supérieure d'absorption de NVP par les milieux environnementaux (air, eau et sol) sont présentées en annexe 1a. Ces niveaux d'absorption varient entre 9x10^‑6 µg/kg p.c. par jour (pour les gens âgés de 60 ans et plus) et 2,7x10^‑5 µg/kg p.c. par jour (pour les enfants âgés de 6 mois à 4 ans).

Bien que la NVP ne soit pas autorisée comme additif alimentaire, on a recensé quelques utilisations alimentaires de PVP (dans lequel la NVP peut être présente en tant que résidu) pour lesquelles il y a des différences d'utilisation d'additifs alimentaires. Par exemple, comme agent de collage dans diverses boissons alcoolisées, le maximum est de 2 ppm dans le produit fini, comme liant pour les comprimés dans les édulcorants de table contenant de l'aspartame, le niveau d'utilisation maximum est de 0,3 %, et comme réducteur de viscosité et comme stabilisant dans les agents dispersants de laque bleue, le niveau d'utilisation maximum doit être conforme aux bonnes pratiques industrielles (résidus de PVP n'excédant pas 100 ppm dans les produits finis), selon la section 16 du Règlement sur les aliments et drogues (Canada [1978]). La PVP doit respecter les spécifications du Food Chemicals Codex (FCC) lorsqu'elle est utilisée dans ces additifs alimentaires (Canada [1978]). La monographie du FCC pour la PVP précise un critère d'acceptation pour l'insaturation (comme vinylpyrrolidone) n'excédant pas 0,001 % (FCC, 2008). De la même manière, la polyvinylpolypyrrolidone (PVPP) pourrait être utilisée comme agent de collage dans la fabrication de certaines boissons alcoolisées vendues au Canada. Pour la PVPP, le FCC a le même critère d'acceptation pour l'insaturation (comme vinylpyrrolidone) que la PVP (c.‑à‑d. n'excédant pas 0,001 %). Même si le Règlement sur les aliments et drogues ne régit pas la PVPP en tant qu'additif alimentaire lorsqu'elle est utilisée ainsi, la PVPP est une poudre insoluble dans l'eau et on estime donc qu'elle serait éliminée par filtration. Par conséquent, on prévoit une exposition à la NVP négligeable chez les consommateurs lorsque la PVPP est utilisée comme agent de collage dans la fabrication de boissons alcoolisées.

Au Canada, la NVP peut être présente comme impureté résiduelle dans les ingrédients des adhésifs pour les sacs en papier ou en polyéthylène dont les extrémités sont collées pour emballer les aliments secs. Elle peut aussi être présente dans les encres à séchage UV utilisées sur les bouteilles de plastique. Puisque l'adhésif n'est pas en contact avec les aliments secs et que l'encre est appliquée sur la surface extérieure, il n'y a pas de contact direct avec les aliments, et l'exposition est donc négligeable (communication personnelle de 2009 de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

En raison de l'absence de données environnementales et de la quantité non importante des rejets de NVP dans l'environnement canadien (Environnement Canada, 2009a), il est peu probable que les Canadiens et les Canadiennes soient exposés à de fortes concentrations de NVP dans l'environnement. Cette conclusion est appuyée par une estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne de NVP selon laquelle la totalité des 25 168 kg de NVP importés (CIMT, 2009) sont rejetés dans l'atmosphère (annexe 1a). La limite supérieure d'absorption de NVP dans l'environnement pour les différents groupes d'âge de la population varie entre 9 à 27 pg/kg p.c. par jour, la plus haute estimation d'absorption étant attribuée aux enfants âgés de 6 mois à 4 ans. L'air intérieur, selon les niveaux de NVP estimés dans l'air ambiant, est la principale source d'exposition environnementale pour tous les groupes d'âge.

Malgré l'incertitude liée aux niveaux de NVP dans les milieux environnementaux et les aliments, la confiance à l'égard de l'évaluation de l'exposition environnementale est modérée, d'après les utilisations limitées de cette substance au Canada et les faibles niveaux d'exposition estimés selon le scénario de pire éventualité dans lequel la totalité de la NVP importée au Canada est rejetée dans l'atmosphère.

Produits de consommation

On trouve les polymères dérivés de la NVP dans une vaste gamme de produits de soins personnels dont les produits capillaires, les hydratants et les nettoyants, le déodorant, le vernis à ongles, la crème à raser et le maquillage. En raison de l'utilisation généralisée des polymères dérivés de la NVP dans les produits de soins personnels, ces derniers sont considérés comme la première source d'exposition à la NVP chez les consommateurs canadiens, même si les niveaux de concentrations sont en quantité trace et résiduelle uniquement.

La société BASF a recensé sept polymères disponibles au Canada ainsi que leurs niveaux de NVP résiduels maximum correspondants, notamment l'homopolymère PVP (100 ppm), et deux copolymères de NVP quaternisés : le polyquaternium‑16 (100 ppm) et le polyquaternium‑11 (50 ppm) (BASF, 2006). En Europe, la concentration maximum autorisée de NVP dans les cosmétiques contenant de la PVP est de 1 000 ppm, mais la concentration déterminée de manière analytique ne dépasse jamais 100 ppm (EURAR, 2003). En Australie, le copolymère polyquaternium‑44 a un niveau résiduel maximum de NVP de 50 ppm (NICNAS, 2001). Le niveau de 100 ppm a été choisi comme niveau résiduel de NVP maximal au Canada dans les polymères à cosmétiques, car il s'agit de la plus haute concentration connue au Canada.

Les niveaux de NVP dans les produits de soins personnels du Canada sont estimés en supposant qu'il y a une concentration résiduelle de 100 ppm de NVP dans les concentrations de polymère dérivé de la NVP dans les produits de soins personnels (tableau 7). L'identification des produits de soins personnels et des concentrations de polymère indiquées au tableau 7 sont fournies par le Bureau de la gestion du risque de Santé Canada (communication personnelle de 2009; source non citée).

Tableau 7. Concentrations de NVP dans les produits de soins personnels.

Les concentrations de polymère dérivé de la NVP présents dans les produits de soins personnels sont groupées en catégories (par exemple le maquillage facial, vernis à ongles, etc.) et déclarés en tant que plage (note en bas du tableau 7). Pour 10 de 25 catégories présentées dans le tableau 7, la limite supérieure de la plage de concentration de polymère et de 30% ou plus. Cependant, les concentrations de polymères dans les produits de soins personnels compris dans les plages ne sont pas également distribuées : 60% des produits de soins personnels dans les 10 catégories ont des concentrations de polymère dérivé de la NVP à la limite inférieure de la plage (concentration ≤1%, par poids). Au Canada, moins de 3 % des produits de soins personnels ont des niveaux de polymères dérivé de la NVP supérieur à 10 % (communication de 2009 du Bureau de la gestion du risque de Santé Canada, adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada; source non citée). Pour protéger la population générale du Canada, les estimations d'absorption de NVP de ce rapport sont basées sur le 95^e centile des niveaux résiduels de NVP dans les produits de soins personnels.

Les estimations de toxicité chronique et aigüe de la limite supérieure d'absorption de NVP ont été faites selon le logiciel de modélisation des produits de consommation et sont présentes à l'annexe 1b (ConsExpo, 2006). Les produits de soins personnels appliqués deux fois par semaine ou plus sont classés dans la catégorie des sources d'exposition à la NVP chronique, alors que les sources d'exposition aigüe sont définies pour les produits de soins personnels utilisés une fois par mois ou moins souvent.

L'absorption de NVP chronique maximum par les produits de soins personnels varie entre 1,1 à 2,2 µg /kg p.c. par jour. Les adolescents âgés entre 12 et 19 ans présentent l'absorption chronique estimée la plus élevée (2,2 µg/kg p.c. par jour), suivis par les adultes âgés de 20 à 59 ans et les personnes âgées de 60 ans et plus avec une absorption identique de 1,9 µg/kg p.c. par jour. Les enfants âgés entre 6 mois et 4 ans présentaient les estimés d'absorption maximum de NVP les plus faibles à 1,1 µg/kg p.c. par jour.

Les absorptions d'exposition aigüe à la NVP à partir des produits de soins personnels étaient de 22 et 18 µg/kg p.c. par événement pour les adolescents et les rates de la population adulte, respectivement. Les absorptions d'exposition aigüe pour les nourrissons et les enfants âgés de 4 ans et moins n'ont pas été déterminées car les scénarios impliquaient l'application de décolorant pour cheveux, de teinture ou de solution à permanentes.

Pour toutes les catégories d'âge, la principale voie d'exposition par les produits de soins personnels est cutanée, bien que les voies pas inhalation et orale existent. La laque pour cheveux peut être absorbée par inhalation mais n'a pas été considérée pour cette évaluation, car le gel pour cheveux est utilisé à des fins similaires et présente une estimation d'absorption totale plus élevée. L'exposition par inhalation aigüe calculée pour la laque pour cheveux est considérée négligeable à 7,5x10^‑5 µg/kg p.c. par événement. L'exposition orale à la NVP provenant des bandes blanchissantes pour les dents n'a pas été considérée comme une source d'exposition importante d'après la quantité de produit appliquée à chaque utilisation.

En tenant compte de l'absorption de NVP par les produits de soins personnels, il est peu probable qu'une partie importante de la population utilise régulièrement tous les types de produit contenant de la PVP. Certains produits de soins personnels ont donc été exclus de l'évaluation d'exposition présentée à l'annexe 1b. Il existe plusieurs raisons d'exclure certains produits de soins personnels de la détermination de l'absorption quotidienne maximale de NVP. Lorsqu'on peut évaluer raisonnablement que plus d'un produit de soins personnel peut être utilisé aux mêmes fins ou à des fins similaires, le produit contenant la plus grande concentration de NVP (par exemple le gel pour cheveux plutôt que la mousse ou la laque pour cheveux) ou celui étant le plus utilisé par un pourcentage de la population générale (par exemple la mousse pour le bain plutôt que les sels de bain) a été sélectionné pour dériver l'estimation d'exposition. Pour certains produits (produits bronzants, blanchissant pour les dents), les données disponibles étaient insuffisantes pour mener une évaluation de l'exposition. En général, les principales sources d'exposition à la NVP par les produits de soins personnels sont les produits sans rinçage contenant de hauts niveaux résiduels de NVP, comme les hydratants (pour le corps et le visage) et le gel pour cheveux. On a appliqué aux produits qui se rincent (shampoing et revitalisant, crème à raser et nettoyant pour le corps) un facteur de rétention de 10 % pour les évaluations d'exposition.

D'après l'information obtenue des entreprises canadiennes, on a déclaré que 99 % de NVP a été utilisé dans la formulation de colorants et d'encres à séchage UV (Environnement Canada, 2009a). Les revêtements et les encres UV sont traités in situ et servent à enduire les surfaces rigides ou semi‑rigides telle le métal, le bois ou le plastique (EURAR, 2003). Les colorants et les encres à séchage UV ne sont pas destinés à la vente au grand public et, une fois traités, les niveaux résiduels de NVP pour ce type d'utilisation sont inférieurs aux limites détectables (EURAR, 2003; Environnement Canada, 2009a). Tel qu'il a été discuté précédemment, les encres à séchage UV contenues dans les emballages alimentaires n'entrent pas en contact avec les aliments, l'exposition des consommateurs à la NVP par ces produits est donc négligeable.

Au Canada, la PVP est inscrite au Système de déclaration des médicaments SDM (2009) de Santé Canada en tant qu'ingrédient non médicinal présent dans les produits pharmaceutiques finaux. La NVP peut donc être présente dans les produits pharmaceutiques comme impureté (communication personnelle de 2009 de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada  adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée). L'Union européenne (EURAR, 2003) a décrit un « scénario de pire éventualité raisonnable » dans lequel la consommation quotidienne de comprimés est de 30. Selon ce scénario, l'exposition de NVP par les produits pharmaceutiques au Canada serait plus faible que l'exposition de NVP par les produits de soins personnels. On doit également noter que les risques potentiels associés à la prise de tout excipient dans les médicaments, y compris la NVP, doivent être pris en compte par rapport à l'affection sous‑jacente qui est traitée. L'absorption de NVP par les produits pharmaceutiques n'a donc pas été estimée.

La confiance à l'égard de l'évaluation de l'exposition à la NVP par les produits de consommation est modérée, selon la quantité limitée de données canadiennes disponibles sur l'exposition et l'utilisation. L'exposition à cette substance par les produits de soins personnels a été déterminée à l'aide d'un logiciel de modélisation de l'exposition, mais la confiance à l'égard des résultats obtenus est modérée, car les niveaux résiduels de NVP dans les polymères sont basés sur des données récentes du fabricant et appliqués à des concentrations de polymère très prudentes.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 2 présente un aperçu des principales études toxicologiques pour la NVP.

La Commission européenne a classifié la NVP dans la catégorie 3 pour la cancérogénicité (substances préoccupantes pour l'homme en raison d'effets cancérogènes possibles) avec mention de risque R40 (preuve insuffisante des effets cancérogènes), mais elle a également déclaré que l'information disponible n'était pas adéquate pour établir une évaluation satisfaisante (EURAR, 2003). Une classification similaire relative à la cancérogénicité a été accordée par l'Australie : Cancérogène de catégorie 3 (NICNAS, 2000). Ces classifications sont basées sur des preuves claires de cancérogénicité chez des rats exposés par inhalation, sur l'absence d'études sur le potentiel cancérogène de la NVP chez d'autres animaux expérimentaux et chez les humains, et enfin sur le manque d'activité génotoxique dans de nombreux essais in vitro et dans quelques essais in vivo. Une classification de Groupe 3 (non classifiable quant à sa cancérogénicité pour les humains) a été donnée par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 1999) d'après la même base de données sur la cancérogénicité, mais en l'absence d'études sur la génotoxicité, qui n'ont pas été mises à la disposition du groupe de travail.

Des rats Sprague‑Dawley mâles et femelles ont été exposés à des concentrations de NVP de 0, 23, 46 ou 92 mg/m³ (0, 7,1, 14,3 et 28,5 mg/kg p.c. par jour : conversion de la dose conformément à Santé Canada, 1994) stabilisé par 3 ppm de Kerobit pendant 24 mois. Chez les deux sexes, on a observé une nette augmentation de l'incidence liée à la dose de carcinomes hépatocellulaires et d'adénomes des fosses nasales dans tous les groupe de dosage, une augmentation de l'incidence liée à la dose des adénocarninomes des fosses nasales dans le groupe à dosage moyen et élevé, ainsi qu'une très forte augmentation de l'incidence de carcinomes malphigiens dans le larynx, dans le groupe à dosage élevé. Les adénomes et les adénocarninomes des fosses nasales sont considérés comme des tumeurs différents car ils apparaissent dans des régions différentes (BASF, 1992a; Klimisch et al., 1997a)^[2]. La cancérogénicité de la NVP a également été examinée dans une étude dont les tests étaient confinés au foie. On a observé des changements néoplasiques chez des rats femelles exposées à 207 mg/m³ de NVP (64,2 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) non stabilisé pendant 3 mois, suivie d'une période de rétablissement de 21 mois. Aucune tumeur au foie n'a été détectée chez les animaux témoins (BASF, 1987b; Klimisch et al., 1997a). Cette étude est venue appuyer la conclusion que les tumeurs au foie observées lors de l'étude de 2 ans étaient causées par la NVP et non aux petites quantités de Kerobit présent.

Plusieurs études sur la génotoxicité in vitro et un certain nombre d'études sur la génotoxicité in vivo de la NVP ont été recensées. Il n'y avait aucune indication de génotoxicité dans une grande variété de tests in vitro autant dans les systèmes cellulaires des bactéries que des mammifères (BASF, 1978a; 1987c; HRC, 1978a; Litton Bionetics, 1980a; b; c; Simmon et Baden, 1980; Knaap et al., 1985) à l'exception d'une étude mal documentée qui a recensé de légères augmentations dans les échanges de chromatides sœurs des cultures de lymphocytes humains (Norppa et Tursi, 1984). Les études in vivo étaient limitées. On a recensé aucune augmentation de l'induction de micronoyaux dans la moelle épinière des souris selon une dose par gavage de 600 mg/kg p.c. (BASF, 1993). En outre, il n'y avait aucune augmentation de la fréquence de mutations létales héréditaires chez le Drosophila melanogaster mâle (Knaap et al., 1985) et il n'y avait aucune preuve des fixations protéiniques, d'acide désoxyribonucléique (ADN) ou d'acide ribonucléique (ARN) dans le foie des rats mâles après l'injection intrapéritonéale (IRI, 1985). D'après les résultats de génotoxicité généralement négatifs, il est probable que des mécanismes non génotoxiques aient contribué au développement des tumeurs dans le foie, les fosses nasales et le larynx, dans les études sur la cancérogénicité in vivo. Le mode d'action sous‑jacent indéterminé du développement des tumeurs induites par la vapeur de NVP fait en sorte que ces tumeurs doivent être considérées pertinentes pour la santé humaine (EURAR, 2003). Aucune étude sur la cancérogénicité de la NVP par voie orale et cutanée n'a été recensée.

L'exposition aigüe à la NVP a été étudiée sur une vaste gamme d'espèces (BASF, 1953; 1955; 1963a; b; 1964; 1979b; c; 1996; Kvasov, 1972; FDRL, 1975; Burnette, 1978; HRC, 1978b; Schwach et Hofer, 1978). Les valeurs minimales de la dose létale médiane/concentration létale médiane (DL₅₀/CL₅₀) recensées sont les suivantes : 834 à 1 314 mg/kg p.c. chez les rats (par voie orale), 3 070 mg/m³ (952 mg/kg p.c. par jour) chez les rats (par inhalation) et 560 mg/kg p.c. chez les lapins (par voie cutanée). Une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 200 mg/kg p.c. et une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 375 mg/kg p.c. d'après la mortalité suite à l'exposition aigüe par voie cutanée ont également été recensée dans une étude menée sur les lapins (FDRL, 1975; Burnette, 1978). Toutefois, dans une autre étude menée sur la même espèce, aucune mortalité, irritation locale ou anomalies n'ont été observées à une dose de 400 mg/kg p.c. (BASF, 1979c).

Des études à doses intensives et répétées par inhalation ont été menées sur des rongeurs à des doses variant entre 4,6 et 553 mg/m³, selon diverses durées d'exposition allant jusqu'à 2 ans (BASF, 1986a; b; 1988b; c; d; e; 1992a; Klimisch et al., 1997a; b). Les doses de NVP de 207 et 553 mg/m³ (275,3 et 171,4 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada 1994) ont causé la mortalité chez les souris et les rats, respectivement (BASF, 1986a; 1988e; Klimisch et al., 1997b). On a observé de façon constante une dysprotéinémie, l'augmentation des niveaux des enzymes marqueurs de toxicité du foie ainsi que des changements hématologiques qui laissent entendre une anémie. Le foie et les voies respiratoires ont été définis comme les principaux tissus cibles. La sévérité des changements pathologiques varie selon la dose et la durée de l'exposition. Dans une étude de 3 mois sur des rats, on a observé des symptômes de toxicité des fosses nasales, dont de l'inflammation, une atrophie de l'épithélium olfactif, une hyperplasie des cellules basales, ainsi qu'une légère dysprotéinémie, avec une CMENO de 23 mg/m³ (7,1 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) (BASF, 1986a,b; Klimisch et al., 1997b).

La même valeur de CMENO de 23 mg/m³ a été déterminée pour les expositions plus courtes de 7 semaines chez les souris et les rats, pendant lesquelles on a également observé de l'inflammation, une atrophie de l'épithélium olfactif, ainsi qu'une hyperplasie des cellules basales chez les souris. Une atrophie de l'épithélium olfactif et une nécrobiose centrolobulaire hépatique ont été observées chez un rat (BASF, 1988d; e; Klimisch et al., 1997b). Cette CMENO a aussi été déterminée pour les longues expositions d'un maximum de deux ans, pendant lesquelles on a détecté une hépatotoxicité (hyperplasie focale des hépatocytes, éléments éosinophiles et éléments de spongiose hépatique) et une irritation des voies respiratoires supérieures (métaplasie focale de l'épithélium respiratoire, inflammation, atrophie de l'épithélium olfactif, hyperplasie focale des glandes sous‑muqueuses et inflammation focale mucopurulente du larynx) (BASF, 1992a; Klimisch et al., 1997a). À des doses plus élevées, on a observé des changements dégénératifs des noyaux, une infiltration graisseuse, une accumulation de glycogène dans les hépatocytes, ainsi qu'une nécrobiose dans la région centrolobulaire du foie (EURAR, 2003). La concentration de 23 mg/m³ était la concentration minimale testée dans toutes les études sur l'exposition par inhalation recensées, à l'exception de l'étude de 3 mois sur les rats; aucun effet n'a été observé à la dose minimale de 4,6 mg/m³ (1,4 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) (BASF, 1986a,b; Klimisch et al., 1997b).

En revanche, lorsque de la NVP a été administrée à répétition par voie orale, les voies respiratoires n'étaient plus un tissu cibles et des doses plus élevées (équivalentes aux concentrations par inhalation) ont été nécessaires pour provoquer la toxicité hépathique. Une DMENO de 40 mg/kg p.c. par jour a été définie dans l'étude de 3 mois par gavage chez les rats; à cette dose, on a observé une augmentation de la consommation d'eau, de l'activité de la γ‑glutamyltransférase (importante uniquement chez les femelles) et du poids relatif du foie des femelles. Les éléments dans le foie qui étaient morphologiquement similaires à ceux observés dans les études sur l'exposition par inhalation étaient cependant seulement visibles à 100 mg/kg p.c. par jour (BASF, 1986c; Klimisch et al., 1997b). L'hydrolyse et/ou la polymérisation spontanée de la NVP dans les conditions acides de l'estomac avant l'absorption ont été suggérées pour réduire la biodisponibilité orale et donc la toxicité de la NVP (EURAR, 2003). Une DMENO de 4,1‑8,3 mg/kg p.c. par jour (l'écart est causé par une diminution de la dose avec le temps) a été établie pour les rats exposés à la NVP pendant 3 mois par l'eau qu'ils buvaient, d'après une légère diminution de la consommation d'eau, une dysprotéinémie et une baisse des niveaux de protéines, de globulines et, chez les femelles, d'albumine totales (BASF, 1986d; Klimisch et al., 1997b). Une DMENO de 5 mg/kg p.c. par jour a été définie pour les rats exposés à la NVP par l'eau qu'ils buvaient, pendant une durée d'exposition plus courte de 21 jours. À cette dose, une diminution liée à la dose de la consommation d'eau et du gain de poids corporel a été observée chez les femelles. Aucune étude sur la toxicité de la NVP par inhalation à doses répétées n'a été recensée.

Des rats Sprague‑Dawley femelles ont été exposées à des concentrations de NVP de 0, 4,6, 23 ou 92 mg/m³ (0, 1,4, 7,1 ou 28,5 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) pendant les jours 6 à 19 de la gestation pour déterminer la toxicité de la NVP pour le développement. Une CMENO de 92 mg/m³ pour la toxicité fœtale a été déterminée d'après une réduction du poids corporel fœtal, une ossification incomplète et des côtes ondulées, alors qu'une CMENO de 23 mg/m³ a été observée chez les mères enceintes d'après une réduction du gain de poids corporel. Les chercheurs ont de plus conclu, selon le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne (EURAR, 2003), qu'il était prouvé que les rates enceintes peuvent être davantage sujettes à toxicité de la NVP que les rates non enceintes, d'après l'ampleur des réductions de gain de poids (BASF, 2001).

Bien que les effets nocifs potentiels de la NVP sur la fertilité n'ont pas été expressément examinés chez les animaux expérimentaux, aucun effet nocif sur les organes reproducteurs n'a été recensé dans les études à doses répétées. Ces études ont examiné les organes reproducteurs de rats respirant des aérosols selon les doses suivantes : rats, dose maximale de 300 mg/m³ (93 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) pendant 4 semaines (FDRL, 1976); rats et souris, dose maximale de 207 mg/m³ (64,2 et 275,3 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994, pour les rats et les souris respectivement) pendant 7 semaines; (BASF, 1988d; e; rats, dose de 207 ou 553 mg/m³ (64,2 ou 171,4 mg/kg p.c. par jour; Santé Canada, 1994) de NVP pendant 3 mois (BASF, 1986a); rats, dose de 92 mg/m³ (28,5 mg/kg p.c. par jour⁴) de NVP pendant 2 ans (BASF, 1992a); et rats, doses de 4,1 à 8,3 mg/kg p.c. par jour de NVP dans l'eau potable pendant 3 mois (BASF, 1986d; Klimisch et al., 1997b).

Il n'a pas été prouvé que la NVP est un irritant pour la peau selon les études menées sur des animaux expérimentaux (BASF, 1963a; b; 1978b; 1979c) ni un sensibilisant cutané (BASF, 1996) mais, sous forme liquide, elle cause l'opacité cornéenne irréversible, le chémosis conjonctival et des lésions à l'iris lorsqu'elle est appliquée directement dans les yeux des lapins (BASF, 1978b; Burnette, 1978). L'Union européenne (EURAR, 2003) a aussi suggéré que la NVP est très susceptible de causer une irritation des voies respiratoires d'après une augmentation des fréquences respiratoires et des sécrétions nasales observées lors d'études sur l'exposition aigüe par inhalation et d'après sa capacité à irriter sévèrement les yeux.

La toxicocinétique de la NVP a été énormément caractérisée chez le rat et, à un moindre degré, chez le chien (Digenis et McClanahan, 1982; McClanahan et al., 1983; 1984; 1987; Digenis, 1990; BASF, 1992b). La NVP est rapidement absorbée par voie orale et par inhalation, et on estime que son absorption cutanée est bonne selon l'Union européenne (EURAR, 2003), d'après ses caractéristiques physicochimiques et sa similarité structurelle à la N‑méthyl‑2‑pyrrolidone. Les données sur l'absorption quantitative n'étaient toutefois pas disponibles pour les voies d'exposition orale et par inhalation. La NVP a une demi‑vie plasmatique de 3 à 4 heures chez les rats, mais d'à peine 20 à 40 minutes chez les chiens, et cette différence n'est pas expliquée. Elle est largement distribué dans le corps, les plus hauts niveaux se trouvant dans le foie, le petit intestin et les reins. Des études sur le métabolisme du rat ont prouvé que la NVP se métabolise beaucoup en composés polaires (les deux principaux n'ont pas été identifiés), elle est rapidement éliminée dans l'urine, et en quantités beaucoup plus petites dans les matières fécales, la bile et le dioxyde de carbone expiré dans l'air.

Une seule étude épidémiologique a été recensée, mais en raison de l'incertitude associée aux niveaux réels de NVP inhalés ou à la possibilité de co-exposition aux autres produits chimiques par des travailleurs d'une usine de fabrication en Allemagne, elle n'a pas été prise en compte (Zober et al., 1992).

La confiance dans la base de données sur la toxicité sur les animaux expérimentaux est modérée, puisque certaines données étaient disponibles pour corriger les effets qui peuvent être préoccupants d'après les expositions par inhalation et, jusqu'à un certain point, par voie orale. Cependant, aucune étude sur l'exposition chronique et cancérogène n'a été menée par voie orale et celles menées par inhalation ont étudié seulement une espèce, leur mode d'action demeurant non caractérisé. On a également noté un manque d'études par voie cutanée et de données sur les humains pour la plupart des paramètres.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

D'après la méthode du poids de la preuve, l'exposition à la NVP par inhalation est la cause de la cancérogénicité et de la toxicité dans le foie et les voies respiratoires. Les vapeurs de NVP étaient cancérogènes pour les rats, causant des tumeurs au foie, dans les fosses nasales et au larynx (BASF, 1987b; 1992a; Klimisch et al., 1997a). Le potentiel cancérogène de la NVP n'a toutefois pas été testé chez d'autres animaux expérimentaux ou par d'autres voies d'exposition. Les données sur la génotoxicité de la NVP semblent indiquer un manque de génotoxicité, y compris de mutagénicité, mais les études in vivo étaient peu nombreuses. De plus, des tumeurs hépatocellulaires se sont développées après seulement 3 mois d'exposition, à 207 mg/m³ de NVP (64,2 mg/kg p.c. par jour) chez les rats, suggérant l'initiation des changements irréversibles est précoce à des concentrations d'exposition élevées (BASF, 1987b; Klimisch et al., 1997a). Certaines incertitudes sont soulevées quant aux mécanismes de développement des tumeurs nasales et du larynx. Par conséquent, en l'absence de preuves contraires, on doit supposer que ces tumeurs sont pertinentes pour la santé humaine. Une telle conclusion a aussi été formulée par l'Union européenne (EURAR, 2003). Puisque la NVP n'est probablement pas mutagénique, elle est considérée comme cancérogène avec seuil d'exposition avec une CMENO de 23 mg/m³ (7,1 mg/kg p.c. par jour) d'après une augmentation de l'incidence de carcinomes hépatocellulaires et d'adénomes dans les fosses nasales chez les rats mâles et femelles (BASF, 1992a; Klimisch et al., 1997a). Ces tumeurs ont été observées à la dose minimale testée dans une étude sur la toxicité et la cancérogénicité chroniques. Le même niveau d'effet critique basé sur les effets non néoplasiques a été déterminé dans les études à doses répétées d'une durée de 7 semaines à 2 ans (BASF, 1986a,b; 1988d; e; 1992a; Klimisch et al., 1997a; b).

La comparaison de la CMENO pour l'exposition chronique par inhalation (c.‑à‑d. 7,1 mg/kg p.c. par jour) avec l'estimation de la limite supérieure de l'absorption quotidienne de NVP par le groupe le plus sévèrement exposé (12 à 19 ans) par les produits de soins personnels fréquemment utilisés au Canada (2,2x10^‑3 mg/kg p.c. par jour) produisent une marge d'exposition (ME) d'environ 3 200. Cette valeur de marge d'exposition est également retenue pour les expositions à court terme et subchroniques aux produits de soins personnels, et elle est considérée adéquate en raison de la prudence associée aux estimations de limite supérieure d'exposition et à l'utilisation du taux d'absorption cutanée de 100 %.

Une DMENO basée sur une voie d'exposition autre que par inhalation a aussi été prise en compte pour les études à doses répétées. En l'absence d'études sur la toxicité par voie cutanée à doses répétées, une DMENO variant entre 4,1 et 8,3 mg/kg p.c. par jour (l'écart est causé par une diminution de la dose avec le temps) a été établie pour les rats exposés à la NVP pendant 3 mois par l'eau qu'ils buvaient. Ces doses sont basés sur un niveau auquel on a observé une légère diminution de la consommation d'eau, une dysprotéinémie et une baisse des niveaux de protéines et de globulines totales chez les deux sexes et, chez les femelles, d'albumine totales (BASF, 1986d; Klimisch et al., 1997b). Le niveau de toxicité de cette étude indique une déshydratation suite à une diminution de la consommation d'eau (possiblement due à l'appétibilité), et l'utilisation de ces paramètres à titre de valeurs de référence toxicologiques est jugée comme une interprétation prudente de l'étude. D'après la DMENO et l'estimation de la limite supérieure quotidienne à la NVP par des produits de soins personnel fréquemment utilisés au Canada (2,2x10^‑3 mg/kg p.c. par jour), la marge d'exposition présente un écart estimé entre 1 900 et 3 800. Cette étendue de marge d'exposition est jugée comme une protection adéquate de la santé humaine, puisque l'évaluation de l'exposition à la NVP par les produits de soins personnels est basée sur des estimations de limite supérieure prudentes et une utilisation du taux d'absorption cutanée à 100 %.

En l'absence de paramètres adéquats sur la toxicité aigüe par voie toxique, une marge d'exposition a été calculée pour la dose sans effet nocif observée la plus élevée dans la base de données des valeurs sur la toxicité aigüe. Une DSENO de 200 mg/kg p.c. a donc été utilisée pour le calcul de la marge d'exposition puisque la DMENO de 375 mg/kg p.c. était basée sur le taux de mortalité (FDRL, 1975; Burnette, 1978). La confiance à l'égard de cette DSENO est renforcée par les données indiquant aucune irritation locale, anomalies apparentes à l'autopsie et mortalité, à une dose de 400 mg/kg p.c. dans une autre étude menée sur les mêmes espèces (BASF, 1979c). La comparaison de cette dose avec effet critique à l'estimation de la limite supérieure de l'absorption aigüe totale de NVP par les produits de soins personnels (0,022 mg/kg par événement pour le groupe des gens âgés entre 12 et 19 ans) produit une marge d'exposition d'environ 9 100 qui est jugée comme une protection adéquate pour la santé humaine.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Il y a une incertitude associée au critère d'effet du cancer puisque le mode d'induction des tumeurs n'a pas été analysé ni entièrement élucidé, que les études sur la cancérogénicité n'ont été effectuées que sur une seule espèce pour une seule voie d'exposition, et qu'aucune DSENO n'a été déterminée lors des études sur la cancérogénicité et les effets chroniques. Afin d'atténuer ces incertitudes, on estime que les tumeurs observées chez les rats sont pertinentes aux humains. De plus, il y a une incertitude associée au manque d'études par voie orale et cutanée, et au manque de données sur les humains pour la plupart des paramètres. Dans la majorité des études menées, aucune DSENO n'a été déterminée et la dose la plus faible testée était la DMENO. Toutefois, la marge d'exposition entre le niveau d'effet critique et l'absorption maximale de NVP estimée est jugée comme une protection adéquate pour corriger les écarts entre les données. Une valeur d'absorption par voie cutanée déterminée de manière expérimentale n'était pas disponible, ce qui aurait été particulièrement pertinent en raison de la prévalence de l'exposition des humains à la NVP par voie cutanée. En l'absence d'une valeur d'absorption par voie cutanée dérivée de manière expérimentale, une valeur de 100 % a été utilisée. Bien que cette hypothèse soulève de nombreuses incertitudes, l'utilisation d'une valeur d'absorption par voie cutanée de 100 % augmente grandement la prudence inhérente à la caractérisation des risques.

Le manque de données canadiennes récentes concernant les niveaux de NVP dans les milieux environnementaux, les aliments et les produits de consommation, constitue une source d'incertitudes quant aux estimations de limite supérieure d'exposition pour la population générale du Canada. Cependant, les inquiétudes découlant de ces incertitudes sont réduites par la prise en compte de la marge d'exposition entre le niveau d'effet critique et l'absorption maximale de NVP estimée. Une confiance modérée est ressentie à l'égard du fait que les estimations d'exposition dérivées aux différents milieux et aux produits de consommation sont une protection adéquate pour la population générale du Canada, car des estimations et des scénarios de limite supérieure très prudents ont été utilisés en l'absence de données canadiennes récentes.

Conclusions

D'après le faible danger écologique que présentent les rejets de NVP dans l'environnement, il a été suggéré que cette substance ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie..

D'après la comparaison de l'estimation de limite supérieure de l'exposition à la NVP au Canada avec le niveau d'effet critique, on considère que la marge d'exposition qui en résulte est une protection adéquate pour la santé humaine. En outre, on peut conclure que la NVP ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est proposé de conclure que la NVP ne satisfait à aucun des critères établis dans l'article 64 de la LCPE (1999).

L'inclusion de cette substance sera considérée dans la prochaine mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, s'il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

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Annexe 1a : Estimations de la limite supérieure de l'apport quotidien de NVP pour la population générale du Canada

Annexe 1b : Estimations de la limite supérieure d'absorption chronique et aigüe de NVP par les produits de soins personnels^1,2

Annexe 1c : Paramètres utilisés pour prévoir l'exposition à la NVP à partir de produits de soins personnels

Annexe 2 : Résumé des données relatives aux effets de la NVP sur la santé (NVP)

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