Évaluation préalable

Groupe de substances azoïques aromatiques ou à base de benzidine
Certains colorants acides azoïques

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada
Juin 2016

(Format PDF - 1 460 Ko)

Table des matières

• Sommaire
• 1. Introduction
• 2. Identité des substances
  • 2.1 Sélection d'analogues et utilisation de modèles R(Q)SA
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources et utilisations
  • 4.1 Sources
  • 4.2 Utilisations
• 5. Devenir et comportement dans l'environnement
  • 5.1 Eau et sédiments
  • 5.2 Sol
  • 5.3 Air
  • 5.4 Persistance dans l'environnement
  • 5.5 Potentiel de bioaccumulation
• 6. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 6.1 Évaluation des effets sur l'environnement
  • 6.2 Évaluation de l'exposition dans l'environnement
  • 6.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
• 7. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
  • 7.1 Évaluation de l'exposition
  • 7.2 Évaluation des effets sur la santé
  • 7.3 Caractérisation des risques
• 8. Conclusion
• Références
• Annexes

Liste des Tableauaux

• Tableau 2-1. Description et structure chimique représentative des 20 colorants acides monoazoïques
• Tableau 2-2. Identité des 20 colorants acides monoazoïques
• Tableau 2-3. Description et structure chimique représentative des 24 colorants acides disazoïques
• Tableau 2-4. Identité des 24 colorants acides disazoïques
• Tableau 2-5. Description et structure chimique représentative des huit colorants acides polyazoïques
• Tableau 2-6. Identité des huit colorants acides polyazoïques
• Tableau 2-7. Analogues pour les colorants acides monoazoïques et paramètres à utiliser pour connaître les propriétés physiques et chimiques, le devenir dans l'environnement et le potentiel de causer des effets nocifs sur l'environnement ou la santé humaine
• Tableau 2-8. Analogues pour les colorants acides disazoïques et paramètres utilisés aux fins des propriétés physiques et chimiques, du devenir dans l'environnement et du potentiel d'effets sur l'environnement ou la santé humaine
• Tableau 2-9. Analogues pour les colorants acides polyazoïques et paramètres utilisés aux fins des propriétés physiques et chimiques, du devenir dans l'environnement et du potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
• Tableau 3-1. Résumé des propriétés physiques et chimiques expérimentales (à une température standard d'environ 25 °C) des colorants acides monoazoïques et de leurs analogues (sauf indication contraire)
• Tableau 3-2. Résumé des propriétés physiques et chimiques expérimentales (à une température standard d'environ 25 °C) des colorants acides disazoïques et et polyazoïques et de leurs analogues (sauf indication contraire)
• Tableau 4-1. Gammes des quantités annuelles importées et utilisations principales de certains colorants acides azoïques au Canada, basées sur les codes des produits de consommation et des produits commerciaux (indiqués entre parenthèses) identifiés à l'article 71 pour l'année 2010 (Canada 2011; Environnement Canada 2012)
• Tableau 5-1. Données empiriques pertinentes sur la biodégradation de colorants acides azoïques dans des conditions aérobies
• Tableau 5-2. Données empiriques pertinentes sur la biodégradation de colorants acides azoïques dans des conditions anaérobies
• Tableau 5-3. Données empiriques sur la bioconcentration des colorants acides azoïques (tartrazine, n° CAS 1934-21-0)
• Tableau 6-1. Données empiriques sur la toxicité aquatique pour des poissons exposés à des substances représentatives du sous-groupe des colorants acides monoazoïques
• Tableau 6-2. Données empiriques sur la toxicité pour des poissons et des invertébrés exposés à des substances représentatives du sous-groupe des colorants acides disazoïques
• Tableau 6-3. Données empiriques sur la toxicité pour des poissons exposés à des substances représentatives du sous-groupe des colorants acides polyazoïques
• Tableau 6-4. Données sur la toxicité des colorants acides azoïques pour les algues
• Tableau 7-1. Estimations de l'exposition alimentaire à l'amarante et à la tartrazine
• Tableau 7-2. Résumé des expositions cutanées et orales à  l'amarante estimées les plus élevées dues à l'utilisation de cosmétiques
• Tableau 7-3. Résumé des expositions cutanées estimées à la nouvelle coccine les plus élevées dues à l'utilisation de cosmétiques
• Tableau 7-4. Résumé des expositions cutanées et orales estimées à l'Orange II les plus élevées dues à l'utilisation de cosmétiques
• Tableau 7-5. Résumé des expositions cutanées et orales estimées à la tartrazine les plus élevées dues à l'utilisation de cosmétiques et de drogues sans prescription à l'interface cosmétique-drogue
• Tableau 7-6. Résumé des estimations de l'exposition à l'Acid Black 24, à l'Acid Black 26, à l'Acid Blue 113, à l'Acid Orange 33, à l'Acid Red 6, à l'Acid Red 138, aux n° CAS 70210-05-8, 70210-06-9, -51-3 et 84962-50-5 due à l'utilisation des produits textiles
• Tableau 7-7. Résumé des estimations de l'exposition à l'Acid Blue 113, à l'Acid Black 24, aux n° CAS 68155-63-5, 70210-05-8, 70210-06-9, 70210-25-2 et 70210-34-3 due à l'utilisation d'articles en cuir
• Tableau 7-8. Éléments de preuve retenus pour la rupture réductrice de la liaison azoïque des 20 colorants acides monoazoïques
• Tableau 7-9. Élements de preuve retenus pour la rupture réductride des liaisons azoïques de 24 colorants acides disazoïques
• Tableau 7-10. Éléments de preuve retenus pour la rupture réductrice des  liaisons azoïques de huit colorants acides polyazoïques
• Tableau 7-11. Données sur la génotoxicité disponibles sur les colorants acides azoïques et leurs métabolites de type amine aromatique non sulfonée
• Tableau 7-12. Marges d'exposition pour l'amarante (cosmétiques)
• Tableau 7-13. Marges d'exposition pour la nouvelle coccine (cosmétiques)
• Tableau 7-14. Marges d'exposition pour l'Orange II (cosmétiques)
• Tableau 7-15. Marges d'exposition pour la tartrazine (cosmétiques, drogues sans prescription à l'interface drogue-cosmétique)
• Tableau 7-16. Marges d'exposition pour l'Acid Red 138, les n° CAS 71873-51-3, 84962-50-5, l'Acid Orange 33, l'Acid Red 6, l'Acid Black 26, le n° CAS 70210-05-8, l'Acid Blue 113, l'Acid Black 24 et le n° CAS 70210-06-9

Sommaire

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement 1999 [LCPE], les ministres de l'Environnement et Changement climatique et de la Santé ont procédé à l'évaluation préalable de 52 colorants acides azoïques. Ces substances constituent un sous-groupe, basé sur la similarité de leurs structures et de leurs applications, du groupe des substances aromatiques azoïques ou à base de benzidine évaluées dans le cadre de l'Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du Canada. Les substances de ce groupe ont été déclarées d'intérêt prioritaire, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE  et/ou étaient considérées d'intérêt prioritaire en raison d'autres préoccupations relatives à la santé humaine.

Le numéro dans le registre du Chemical Abstracts Services (n° CAS)^{Note de bas de page 1}, le nom sur la Liste intérieure des substances (LIS) et le nom générique du Colour Index (C.I.) de ces 52 colorants acides azoïques sont donnés dans le tableau suivant.

Les colorants acides azoïques ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement. Aucune production d'une quelconque de ces substances en quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg/an n'a été rapportée lors d'enquêtes menées récemment en application de l'article 71 de la LCPE . Dix substances ont été déclarées comme ayant été importées en une quantité supérieure au seuil de déclaration de l'enquête de 100 kg/an (au cours de 2010).

Environnement

Tous les colorants acides azoïques sont solubles dans l'eau, avec une solubilité nettement supérieure à 1 g/L. Étant donné que dix colorants acides azoïques sont importés et utilisés au Canada en quantités supérieures au seuil de déclaration, leurs rejets potentiels dans le milieu aquatique ont été estimés. Étant donné les propriétés physiques et chimiques de ces substances, on s'attend à ce qu'elles demeurent dans la colonne d'eau pendant des périodes relativement longues lorsqu'elles y sont rejetées, en raison de leur hydrophilicité. En dernier lieu, elles se répartiront en raison d'interactions électrostatiques entre des solides en suspension, des sédiments ou des particules du sol. Les données expérimentales et les données modélisées disponibles sur la dégradation abiotique ou biotique des colorants acides azoïques indiquent que ces substances sont probablement persistantes dans l'eau, les sédiments et le sol. Dans les milieux anaérobies (p. ex. les couches anoxiques de sédiments), il est possible que ces substances se dégradent en amines aromatiques par suite de la rupture de leurs liaisons azoïques dans des conditions anaérobies ou réductrices.

Bien qu'il n'existe que peu de données expérimentales disponibles, les renseignements sur les coefficients de partage octanol-eau et les facteurs de bioconcentration (FBC) chez les poissons indiquent que ces substances ne devraient pas se bioconcentrer ni se bioaccumuler dans les organismes aquatiques.

Bien que tous les colorants acides azoïques aient des structures similaires et devraient avoir un mode d'action et un profil de devenir dans l'environnement communs, l'examen des données physico-chimiques et des données d'écotoxicité a permis de les répartir en sous-ensembles de colorants acides monoazoïques, diazoïques et polyazoïques, pour lesquels les niveaux de toxicité aquatique étaient différents. Les colorants acides diazoïques présentent les niveaux de toxicité les plus élevés (effets observés à des concentrations inférieures à 10 mg/L), alors que les colorants acides monoazoïques ont une toxicité plus faible (effets observés à des concentrations inférieures à 100 mg/L). Les substances polyazoïques étaient les moins toxiques pour les organismes aquatiques (aucun effet observé à des concentrations inférieures à 100 mg/L). Les données sur la toxicité dans le sol étaient limitées, alors que celles sur la toxicité dans les sédiments n'étaient pas disponibles pour ces substances.

Les analyses de quotient de risque étaient centrées sur des scénarios d'exposition représentant des rejets dans l'environnement potentiellement importants dus à des  activités industrielles mettant en jeu l'utilisation de colorants acides azoïques et pouvant entraîner des niveaux élevés d'exposition pour les organismes aquatiques. Des concentrations environnementales estimées ont été calculées pour le milieu aquatique pour les substances identifiées dans les activités industrielles de formulation. Nous avons trouvé qu'elles ne dépassaient pas les concentrations estimées sans effet pour l'eau.

Compte tenu de tous les éléments de preuve avancés dans la présente évaluation préalable, les colorants acides azoïques étudiés présentent un faible risque d'effets nocifs pour les organismes et pour l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que ces 52 colorants acides azoïques ne satisfont pas aux critères du paragraphe 64a) ou b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement 1999, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions ayant ou pouvant avoir un effet nocif immédiat ou à long terme  sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou constituant ou pouvant constituer un danger pour l'environnement essentiel à la vie.

Santé humaine

Les milieux de l'environnement ne sont pas considérés comme sources importantes d'exposition aux colorants acides azoïques pour la population générale au Canada. Il a été déterminé que 17 colorants acides azoïques (Acid Black 24, Acid Black 26, Acid Blue 113, Acid Orange 33, Acid Red 6, Acid Red 138, amarante, nouvelle coccine, Orange II, tartrazine, N° CAS 68155-63-5, 70210-05-8, 70210-06-9, 70210-25-2, 70210-34-3, 71873-51-3 et 84962-50-5) étaient présents dans des produits commercialisés au Canada, qui pouvaient conduire à une exposition de la population générale à ces substances. L'exposition à l'amarante ou à la tartrazine est principalement due à la consommation d'aliments , à l'utilisation de produits cosmétiques  et à l'utilisation de certaines drogues obtenues sans prescription (y compris des produits de santé naturels réglementés en vertu du Règlement sur les aliments et drogues et du Règlement sur les produits de santé naturels), à l'interface cosmétique-drogue dans le cas de la tartrazine. L'exposition à la nouvelle coccine et à l'Orange II est due essentiellement à l'utilisation de cosmétiques. L'exposition aux treize autres colorants acides azoïques est due au contact avec des articles en textile et/ou en cuir.

Les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition par voie orale à l'amarante due aux aliments et aux produits cosmétiques et les concentrations associées à des effets critiques sur la santé provenant d'une étude de toxicité chronique par voie alimentaire chez les rats sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition par voie cutanée à l'Orange II présent dans des rouges à lèvres et les concentrations associées à des effets critiques sur la santé déterminées lors d'études sur l'exposition par voie orale chez des animaux de laboratoire sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. De même, les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition par voie orale à la nouvelle coccine présente dans certains cosmétiques et les concentrations sans effet observé établies lors d'une étude de toxicité orale chez les souris sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition à la tartrazine présente dans des aliments, des cosmétiques et des drogues obtenues sans prescription, à l'interface cosmétique-drogue, et les concentrations associées à des effets critiques sur la santé sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Une gamme de concentrations associées à un effet critique provenant d'études par voie orale avec doses répétées de colorants acides azoïques de ce sous-groupe ou des analogues pertinents a été déterminée. Toutefois, aucun effet n'a été observé lors d'une étude d'exposition chronique pour laquelle des souris ont reçu chaque semaine des applications cutanées de plusieurs colorants acides azoïques de ce sous-groupe. Ces données ont constitué la base de la caractérisation du risque associé aux dix colorants acides azoïques pour lesquels il n'existait pas de données empiriques (Acid Red 138, n° CAS 71873-51-3, n° CAS 84962-50-5, Acid Orange 33, Acid Red 6, Acid Black 26, n° CAS 70210-05-8, Acid Blue 113, Acid Black 24 et n° CAS 70210-06-9). Les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition par voie orale due au mâchonnement d'objets en textile par des nourrissons et la gamme de concentrations associées à un effet critique sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Les marges entre les estimations limites supérieures de l'exposition par voie cutanée due à un contact direct et prolongé avec des articles en textile contenant ces colorants et la concentration sans effet observé provenant de l'étude sur l'exposition par voie cutanée sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Dans le cas de trois colorants acides azoïques (n° CAS 68155-63-5, 70210-25-2 et 70210-34-3 ), la seule exposition de la polulation générale identifiée était l'utilisation d'articles en cuir. Étant donné que les expositions aux articles en cuir sont considérées comme étant à court terme et intermittentes et que les renseignements disponibles n'indiquent pas que les colorants acides azoïques ont une toxicité aiguë élevée, le risque pour la santé humaine posé à la population générale devrait être faible.

En ce qui concerne les 35 autres colorants acides azoïques, les renseignements disponibles n'ont pas conduit à établir un potentiel d'exposition directe et prolongée de la population générale. Par conséquent, il ne devrait avoir de risque d'exposition à ces substances pour la population générale.

Certains des colorants acides azoïques étudiés pour la présente évaluation ont des effets préoccupants , basés sur une cancérogénicité potentielle. Bien que les renseignements disponibles n'indiquent pas de risque pour la santé des Canadiens aux niveaux actuels d'exposition à ces substances , il faudrait peut-être s'en inquiéter en cas d'augmentation. 

D'après les renseignements disponibles présentés dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les 52 colorants acides azoïques évalués ne satisfont pas aux critères concerant les effets sur la santé humaine de l’alinéa 64c) de la LCPE , car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature constituant ou pouvant constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Conclusion générale proposée

Il est conclu que les 52 colorants acides azoïques évalués ci-dessus ne satisfont à aucun des critères de l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement 1999 [LCPE] (Canada 1999), le ministre de l'Environnement et Changement climatique et le ministre de la Santé ont réalisé des évaluations préalables de substances afin de déterminer si elles présentent ou peuvent présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

L'Initiative des groupes de substances constitue un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Le groupe des substances aromatiques azoïques ou à base de benzidine comprend 358 substances déclarées d'intérêt prioritaire pour une évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation de l'article 73 de la LCPE et/ou étaient considérées d'intérêt prioritaire en raison de préoccupations ayant trait à la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada 2007). Certaines substances de ce groupe ont été jugées inquiétantes par d'autres juridictions en raison de la rupture potentielle de leurs liaisons azoïques, qui peut conduire à la libération d'amines aromatiques connues comme étant cancérogènes ou pouvant être concérogènes.  

Bien que bon nombre de ces substances présentent des caractéristiques structurelles communes et des utilisations fonctionnelles similaires, comme teintures ou pigments, dans plusieurs secteurs, nous avons tenu compte de la diversité au sein de ce groupe de substances en établissant des sous-groupes. L'établissement de sous-groupes en fonction de leurs similitudes structurelles, de leurs propriétés physiques et chimiques, ainsi que de leurs utilisations et applications fonctionnelles communes permet de tenir compte de la variabilité au sein de ce groupe de substances et de mettre en œuvre des approches spécifiques aux sous-groupes dans le cadre des évaluations préalables. La présente évaluation préalable vise les substances qui appartiennent au sous-groupe des « colorants acides azoïques ». Nous avons également tenu compte des produits potentiellement libérés par la rupture des liaisons azoïques, des amines aromatiques, qui constituent un élément clé de l'évaluation des risques pour la santé humaine pour chaque sous-groupe. Certaines amines aromatiques, communément appelées amines aromatiques de l'EU22^{Note de bas de page3}, ainsi que des colorants azoïques associés, font l'objet de restrictions dans d'autres pays (Union européenne, 2006). Des renseignements sur l'approche suivie par le PGPC pour la création des sous-groupes du groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine , ainsi que des renseignements de base additionnels et le contexte réglementaire ont été fournis dans un document publié précédemment (Environnement Canada et Santé Canada 2013).

Les évaluations préalables sont centrées sur des renseignements critiques permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères de l'article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les renseignements scientifiques sont examinés afin de tirer des conclusions basées sur une approche du poids de la preuve et le principe de prudence^{Note de bas de page4}.

La présente évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les risques, les utilisations et l'exposition, dont des renseignements supplémentaires soumis par des intervenants. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu'en avril 2013. Les données empiriques provenant d'études clés, ainsi que certains résultats provenant de modèles, ont été utilisés pour en arriver à nos conclusions . Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, des renseignements contenus dans des évaluations effectuées par d'autres juridictions ont été utilisés.

La présente évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Nous y présentons plutôt les études et les éléments de preuve les plus critiques ayant permis d'en arriver à notre conclusion.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement et Changement climatique Canada . Elle intègre des intrants d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable portant sur la santé humaine et l'environnement ont fait l'objet d'un examen externe par des pairs et/ou d'une consultation de ces derniers. Le Dr Harold Freeman (Université d'état de la Caroline du Nord, États-Unis) et la Dre Gisela Umbuzeiro (Université de Campinas, Brésil) ont fourni des commentaires sur les parties techniques concernant l'environnement. Les Dr Harold Freeman, David Josephy (Université de Guelph, Canada), Michael Bird (Université d'Ottawa, Canada) et Kannan Krishnan (Université de Montréal, Canada ) ont fourni des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine. De plus, l'ébauche de la présente évaluation préalable avait fait l'objet d'une période de commentaires de 60 jours par le public. Bien que des commentaires externes aient été pris en compte, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument l'entière responsabilité du contenu final et des conclusions de la présente évaluation préalable.

Les renseignements et considérations critiques sur lesquels repose la présente évaluation préalable sont présentés ci-après.

2. Identité des substances

La présente évaluation préalable est centrée sur 52 substances du sous-groupe des colorants acides azoïques, sous-groupe faisant partie du groupe des substances azoïques aromatiques ou à base de benzidine. Ce sous-groupe est basé sur des similarités structurelles et des applications semblables. Une substance (N° CAS 106028 -58-4 ), classée comme colorant alimentaire dans le document sur l'élaboration de ce sous-groupe et les renseignements généraux (Environnement Canada et Santé Canada 2013), a des utilisations semblables et une structure chimique analogue à celle d'autres substances de ce sous-groupe . Elle sera donc considérée comme un colorant acide azoïque aux fins de la présente évaluation préalable.

Le sous-groupe des colorants acides azoïques comprend trois sous-ensembles basés sur le nombre de groupes azoïques : colorant acide monoazoïque (un groupe azoïque), disazoïque (deux groupes azoïques) et polyazoïque (trois ou quatre groupes azoïques, connus sous le nom de trisazoïque ou tétrakisazoïque). Aux fins de l'évaluation pour l'environnement, les colorants acides monoazoïques, disazoïques et polyazoïques sont traités séparément lorsque les données sont suffisantes, étant donné qu'il existe certaines différences dans leurs masses moléculaires, certaines de leurs propriétés physiques et chimiques et leurs toxicités pour l'environnement.

Les sous-ensembles et les identités des colorants acides azoïques individuels de chaque sous-ensemble sont présentées dans les tableaux  2-1 à 2-6. Lorsqu'il est disponible, leur nom dans le Colour Index (C.I.) ou leur nom commun reconnu est utilisé pour identifier la substance. Si ces noms ne sont pas disponibles, le numéro de registre du Chemical Abstracts Services (no CAS) est utilisé comme identifiant primaire. On peut obtenir une liste d'autres noms de ces composés chimiques (p. ex. leurs noms commerciaux) dans les National Chemical Inventories (NCI  2012).

Tableau 2-3 : Description et structure chimique représentative des 24 colorants acides disazoïques

Description du groupe avec des groupes fonctionnels critiques	Groupes azoïques (2), cycles benzéniques (1 - 4), groupements acides sulfoniques (1 - 4), groupes naphtaléniques (2 - 3).
Structure chimique représentative	C21H19N4O5S1Na (N° CAS 68555-86-2)

Tableau 2-5 : Description et structure chimique représentative des huit colorants acides polyazoïques

Description du groupe avec groupes fonctionnels critiques	Groupes azoïques (3 - 4), cycles benzéniques (2 - 6), groupements acides sulfoniques (2 - 4), groupes naphtaléniques (1 - 2).
Structure chimique représentative	C28H15N9O16S2Na2(N° CAS 70210-25-2)

2-1. Sélection d'analogues et utilisation de modèles R(Q)SA

Des directives pour l'utilisation d'approches de lecture croisée ont été préparées par diverses organisations, l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE 2014). Elles ont été appliquées dans divers programmes réglementaires, dont le Programme des substances existantes de l'Union européenne (UE). La méthode générale pour la sélection des analogues et l'utilisation de modèles de relation quantitative structure-activiyé (R(Q)SA) pour les colorants acides azoïques est rapportée de le document  d'Environnement Canada et Santé Canada (2013).

Les analogues utilisés pour documenter l'évaluation ayant trait à l'environnement ont été sélectionnés en se basant sur la similitude structurelle et et des données empiriques pertinentes  pour les propriétés physiques et chimiques, la persistance, la bioaccumulation et la toxicité pour l'environnement. De telles données ont été utilisées comme données croisées pour les colorants acides azoïques pour lesquels il n'y avait pas de données empiriques ou pour renforcer le poids de renseignements empiriques existants. Bien que les données sur des analogues aient été utilisées de préférence pour combler des lacunes de données sur ces substances lors de la présente évaluation, l'applicabilité de modèles R(Q)SA pour les colorants acides azoïques a été déterminée au cas par cas.

Une liste des divers analogues utilisés aux fins de la présente évaluation est présentée dans les tableaux 2-7 à 2-9, ainsi qu'une indication des données croisées potentielles disponibles pour différents paramètres. Toutes ces substances sont des composés azoïques, la plupart étant des colorants acides azoïques, des colorants directs ou des colorants alimentaires. De plus amples renseignements sur l'identité de ces substances se trouvent à l'annexe A (tableaux A-6 et A-7). Lorsque des analogues pour un groupe azoïque sont utilisés pour plusieurs sous-ensembles, cela est indiqué dans le texte.

Tableau 2-7 : Analogues pour les colorants acides monoazoïques et paramètres à utiliser pour connaître les propriétés physiques et chimiques, le devenir dans l'environnement et le potentiel de causer des effets nocifs sur l'environnement ou la santé humaine

Nom du C.I. et/ou nom commun (N° CAS)	Structure chimique et formule	Masse moléculaire (g/mol)	Paramètres à utiliser dans une approche de lecture croisée
Acid Yellow 17 (6359-98-4)	C16H10Cl2N4O7S2Na2	551	Hydrosolubilité, pKa, écotoxicité
C.I. Food Red 3 (3567-69-9)	C20H12N2O7S2Na2	502	Point de fusion ou de décomposition, hydrosolubilité. Effets sur la santé
n.d. (22915-90-8)	C20H14N2O7S2	458	Hydrosolubilité
Acid Orange 10 (1936-15-8)	C16H10N2O7S2Na2	452	Point de fusion ou de décomposition, hydrosolubilité, pKa, volatilité, effets sur la santé
C.I. Food Yellow 3 (2783-94-0)	C16H12N2O7S2Na2	454	Point de fusion ou de décomposition, hydrosolubilité, log Koe, pKa, volatilité, écotoxicité, effets sur la santé
Ponceau 3R (3564-09-8)	C19H16N2O7S2Na2	494	Effets sur la santé
C.I. Food Red 1, Ponceau SX (4548-53-2)	C18H14N2O7S2Na2	480	Effets sur la santé
Acid Red 1 (3734-67-6)	C18H13N3O8S2Na2	509	Effets sur la santé
Brown FK (6300-61-4)	C13H13N4O3SNa	328	Effets sur la santé
Orange RN (1934-20-9)	C16H11N2O4SNa	350	Effets sur la santé

Abréviation : K_oe : coefficient de partage octanol-eau; n.d. : non disponible; pKa : constante de dissociation acide

Tableau 2-8 : Analogues pour les colorants acides disazoïques et paramètres utilisés aux fins des propriétés physiques et chimiques, du devenir dans l'environnement et du potentiel d'effets sur l'environnement ou la santé humaine

Nom du C.I. et/ou nom commun (N° CAS)	Structure chimique et formule	Masse moléculaire (g/mol)	Paramètres à utiliser dans une approche de lecture croisée
Acid Black 1 (1064-48-8)	C22H14N6O9S2Na2		Hydrosolubilité
n.d. (3564-27-0)	C19H12N4O6SNa2	470	Hydrosolubilité
Direct Red 81  (2610-11-9)	C29H19N5O8S2Na2	676	Point de fusion ou de décompositionécotoxicité
Food Black 1[a] (2519-30-4)	C28H17N5O14S4Na4	868	Hydrosolubilité, volatilité, effets sur la santé
Direct Yellow50a (3214-47-9)	C35H24N6O13S4Na4	957	Hydrosolubilité, volatilité, écotoxicité
n.d. (72245-50-2)	C41H37N7O17S3Na4	1088	Écotoxicité
n.d. (4553-89-3)	C27H18N4O9S2Na2	653	Hydrosolubilité, effets sur la santé

Note du tableau 2-8

Abréviation : K_oe : coefficient de partage octanol-eau

[a]

Les N° CAS 2519-30-4 et 3214-47-9 sont également utilisés en tant que substances analogues pour les colorants acides polyazoïques.

Tableau 2-9 : Analogues pour les colorants acides polyazoïques et paramètres utilisés aux fins des propriétés physiques et chimiques, du devenir dans l'environnement et du potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Nom du C.I. et/ou nom commun (N° CAS)	Structure chimique et formule	Masse moléculaire (g/mol)	Paramètres à utiliser dans une approche de lecture croisée
Acid Orange 24 (1320-07-6)	C20H17N4OSNa4	448	Écotoxicité
Acid Black 1 (1064-48-8)	C22H14N6O9S2Na2	616	Point de fusion ou de décomposition, hydrosolubilité, log Koe, écotoxicité
n.d. (90432-06-7)	C10H9NO7S2	865	Écotoxicité
n.d. (70210-31-0)	C43H26N8O14S4Na4	1099	Écotoxicité
n.d. (72829-12-0)	C33H25N9O7SNa2	738	Écotoxicité
n.d. (108936-08-9)	C34H24N9O11S3Li3	852	Écotoxicité

Abréviation : K_oe, coefficient de partage octanol-eau; n.d. = Non disponible

3. Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques jouent un rôle critique dans les caractéristiques globales d'une substance et sont utilisées afin de déterminer la pertinence de différentes substances pour diverses d'application. De telles propriétés jouent également un rôle critique dans la détermination du devenir dans l'environnement des substances (y compris leur potentiel de transport à grande distance), ainsi que de leur toxicité pour les humains et les organismes non humains.

Plusieurs propriétés physiques et chimiques des colorants acides azoïques -- à savoir le point de fusion, l'hydrosolubilité, la taille, le coefficient de partage octanol-eau (log  Koe) sont importantes aux fins d'une évaluation ayant trait à l'environnement et à la santé humaine. Un résumé des propriétés physiques et chimiques expérimentales pertinentes pour le devenir dans l'environnement et l'écotoxicité des colorants acides monoazoïques, disazoïques et polyazoïques et de leurs analogues est présenté dans les tableaux 3-1 et 3-2. Nous avons choisi de représenter les propriétés de chaque sous-ensemble au moyen de valeurs clés, dont des données moyennes simples (p. ex. point de fusion et point de décomposition) ou une gamme de valeurs . Des renseignements détaillés spécifiques des substances sur ces propriétés sont rapportés dans les tableaux A4 à A7 de l'Annexe A du présent document.

Les colorants acides azoïques sont des substances ayant des masses moléculaires distribuées sur une large gamme (319 - 1 684 g/mol). La plupart des colorants acides azoïques sont des molécules anioniques complexes qui ont tendance à se dissocier à des pH pertinents pour l'environnement et qui sont très solubles dans l'eau (hydrosolubilité généralement supérieur(e) à 1 g/L) en raison de la présence de groupes fonctionnels solubilisants (Hunger 2003; tableaux 3-1 et 3-2). Les colorants acides azoïques sont principalement des sels de sodium ou de lithium qui contiennent des groupes fonctionnels tels que des groupes acide sulfonique et acide carboxylique, qui augmentent leur solubilité. Étant donné leur caractère hydrophile et ionique, comme le montre leurs faibles valeurs de pKa (un indicateur de dissociation acide), les colorants acides azoïques ont tendance à avoir de très faibles valeurs expérimentales de log K_oe (voire négatives) (tableaux 3-1 et 3-2).

Les données physiques et chimiques sont plus fréquentes pour les colorants acides monoazoïques que pour les colorants acides disazoïques ou polyazoïques, qui sont mal documentés. Toutefois, malgré quelques différences entre les gammes observées pour ces deux groupes, une tendance générale des substances hautement anioniques avec une hydrosolubilité élevée et un faible log  K_oe est observée. Les colorants acides disazoïques et polyazoïques ont tendance à avoir des masses moléculaires et des diamètres de section plus importants et une hydrosolubilité plus faible. Les résultats relatifs au diamètre de section sont discutés plus en détail dans la section « Potentiel de bioaccumulation ».

De manière similaire à d'autres colorants azoïques, les colorants acides azoïques peuvent subir une tautomérisation entre les formes azoïques et hydrazoniques. Cette tautomérisation est bien connue pour les colorants acides azoïques quand un groupe hydroxyle et la liaison azoïque sont en position ortho ou para. La tautomérisation est importante au niveau commercial, étant donné que les formes tautomères peuvent différer sur le plan de la couleur, des propriétés de performance, du profil toxicologique et du pouvoir tinctorial (Environnement Canada et Santé Canada 2013). Toutefois, le niveau avec lequel ce processus affecte le devenir et le comportement de ces substances dans l'environnement ou les propriétés toxicologiques n'est pas bien compris.

4. Sources

4.1 Sources et utilisations

Tous les colorants acides azoïques sont d'origine anthropique et ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement.

Au cours des dernières années (de 2005 à aujourd'hui), les 52 substances visées par la présente évaluation préalable ont été incluses dans les enquêtes effectuées en vertu de l'article 71 de la LCPE . Ces enquêtes visaient à recueillir des renseignements sur les activités de production et d'importation au Canada, avec un seuil de déclaration de 100 kg/an. Des soumissions supérieures au seuil de déclaration ont été faites lors d'une enquête centrée sur l'activité commerciale visant le groupe de substances azoïques aromatiques ou à base de benzidine pour l'année 2010 (Canada 2011).

D'après les renseignements fournis dans le cadre de l'enquête menée pour l'année 2010 (Canada 2011), aucune activité de production au Canada n'a été déclarée pour ces colorants acides azoïques. Les données sur les importations pour dix substances ont montré qu'elles étaient utilisées dans le commerce en quantité supérieure au seuil établi pour l'enquête. Ces données sont résumées dans le tableau 4-1.

Neuf des dix substances du tableau 4-1 (toutes sauf le n° CAS 68155-63-5 ) ainsi que dix autres substances (Orange II, Acid Black 24, Acid Black 26, Acid Orange 33, Acid Red 138, Acid Red 6, n° CAS 70210-06-9, 70210-25-2, 72828-67-2 et 84962-50-5 ) ont été identifiées comme étant utilisées au Canada en 2010, d'après les renseignements fournis par l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD) (communication personnelle, courriel de l'ETAD à Environnement Canada, août 2010; source non référencée).

4.2 Utilisations

En général, les colorants acides azoïques servent principalement dans des applications de coloration du nylon, de la laine, de la soie et du cuir (Kirk-Othmer 2010; CII 2011; communication personnelle, courriel de l'ETAD au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes, mai 2013, source non référencée). Ils sont également utilisés pour colorer des produits cosmétiques, des drogues, des savons et des produits de nettoyage, le papier et des encres (Freeman et Peters 2000; Kirk-Othmer 2010; CII 2011). Certaines substances de ce sous-groupe , à savoir l'amarante, la nouvelle coccine, le Ponceau MX et la tartrazine , sont classées dans la catégorie C.I. comme colorants alimentaires et toutes, sauf le Ponceau MX, sont des colorants autorisés dans les aliments dans certaines juridictions.

Agents colorants dans les aliments

Au Canada, les colorants alimentaires sont réglementés en tant qu'additifs alimentaires en vertu du Règlement sur les aliments et drogues. Les agents colorants autorisés pour une utilisation dans des aliments sont inscrits sur la Liste des colorants autorisés, incorporée en référence dans l'Autorisation de mise en marché d'additifs alimentaires comme colorants, publiée en vertu de la Loi sur les aliments et drogues. Parmi toutes les substances visées par la présente évaluation préalable, seules l'amarante et la tartrazine sont inscrites sur la Liste des colorants autorisés, en tant que colorants alimentaires autorisés au Canada.

Emballage alimentaire

Aucun des colorants acides azoïques n'a été identifié comme étant utilisé dans des applications d'emballage alimentaire au Canada (communications personnelles, courriels de la Direction des aliments de Santé Canada, au Bureau de gestion du risque de Santé Canada, 2011; source non référencée).

Agents colorants dans les drogues et les produits de santé naturels

Les colorants autorisés dans les drogues au Canada sont réglementés en vertu de la Partie C, Section 1 du Règlement sur les aliments et drogues (Canada [1978]). En vertu de la Loi sur les aliments et les drogues, les drogues comprennent également les produits biologiques, les produits de santé naturels et les drogues vétérinaires. L'amarante, la tartrazine et la nouvelle coccine figurent dans le Règlement sur les aliments et drogues en tant que colorants autorisés dans les drogues à usage interne ou externe , alors que l'Orange II n'est autorisé que pour un usage externe. L'amarante est identifiée dans la Base de données interne des ingrédients non médicinaux (BDIINM) de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada comme ingrédient non médicinal dans les drogues pour les humains et les désinfectants, la nouvelle coccine comme ingrédient non médicinal dans les drogues pour les humains, l'Orange II comme ingrédient non médicinal dans les désinfectants et la tartrazine comme ingrédient non médicinal dans les drogues (à usage humain ou vétérinaire) et dans les désinfectants (communication personnelle, courriel de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada, août 2011, source non référencée).

L'amarante et la nouvelle coccine (en tant que Ponceau 4R) figurent dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) à titre d'ingrédient non médicinal à usage interne ou externe comme additif colorant dans des produits de  santé naturels (BDIPSN 2015). Ces substances figurent dans la Base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH) en tant qu'ingrédients non médicinaux présents dans un nombre limité de produits de santé naturels à usage oral actuellement homologués (BDPSNH 2015). La tartrazine figure dans la BDIPSN en tant qu'agent non médicinal à usage interne ou externe comme additif colorant dans des produits de santé naturels (BDIPSN 2015). La tartrazine est inscrite dans la BDPSNH en tant qu'ingrédient non médicinal  dans des produits de santé naturels actuellement homologués (BDPSNH 2015). L'Orange II et la jaune métanile figurent  dans la BDIPSN comme ingrédients non médicinaux présents comme additifs colorants dans des produits de santé naturels à usage topique (BDIPSN 2015).

Certaines des drogues et certains des produits de santé naturels réglementés au Canada et contenant de la tartrazine sont aussi considérés comme étant à l'interface cosmétique-drogue (Santé Canada 2008). En vertu de la Loi sur les aliments et drogues, les produits de santé naturels sont considérés comme un sous-ensemble des drogues. Le terme drogue sera donc utilisé dans le présent document pour les produits de santé naturels, sauf indication contraire pour des raisons spécifiques.

Aucune des 52 substances visées par  présente évaluation préalable n'a été identifiée dans des produits biologiques au Canada (courriel de juin 2011 de la Direction des produits biologiques et thérapies génétiques de Santé Canada adressé au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non référencée).

Cosmétiques

D'après les notifications soumises en vertu du Règlement sur les cosmétiques à Santé Canada, l'amarante, l'Orange II, la nouvelle coccine et la tartrazine sont des ingrédients utilisés dans des produits cosmétiques. Parmi les produits cosmétiques contenant ces substances , on retrouve des produits pour le bain, des nettoyants , des crèmes, des déodorants, des douches vaginales, du maquillage pour les yeux et le visage, de la peinture faciale, des parfums, des produits pour les organes génitaux, des colorants capillaires, des produits de soins capillaires, des produits dépilatoires et pour le rasage, des huiles de massage, des hydratants, des produits pour les soins des ongles et des savons (courriels de 2011 et 2013 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada, adressés au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non référencée).

D'après les notifications soumises à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, l'amarante et la tartrazine sont utilisés au Canada dans des encres de tatouage pour le maquillage cosmétique (courriels de 2011 et 2013 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non référencée). De même, la nouvelle coccine a été identifiée comme ingrédient dans des encres de tatouage pour le maquillage cosmétique et des encres de tatouage semi-permanentes pour le corps . Toutefois, ces produits contenant de la nouvelle coccine ne sont plus disponibles sur le marché canadien (courriel de 2013 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada, 2013; source non référencée).

Le jaune métanile, une substance d'utilisation interdite dans les cosmétiques, est répertorié sous le nom C.I. 13065 dans la Liste critique des ingrédients cosmétiques de Santé Canada . Cette liste critique est un outil administratif que Santé Canada utilise pour faire savoir aux producteurs et à d'autres que certaines substances, si elles sont présentes dans un cosmétique, peuvent contrevenir à : a) l'interdiction générale de l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou b) une disposition du Règlement sur les cosmétiques(Santé Canada 2014).

Formulants dans des produits antiparasitaires

L'amarante, le jaune métanile, l'Orange II et la tartrazine ont été identifiés dans des produits antiparasitaires enregistrés au Canada (courriel de juin 2011 de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non référencée; courriel de juillet 2013 de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non référencée). La Loi sur les produits antiparasitaires étant une loi équivalente à la LCPE, l'utilisation de ces substances comme formulants dans des produits antiparasitaires au Canada n'est plus prise en compte dans la présente évaluation.

5. Devenir et comportement dans l'environnement

Le devenir dans l'environnement de substances chimiques décrit le processus par lequel ces substances se répartissent et sont transformés dans l'environnement. Dans la présente section, certaines caractéristiques générales des substances visées par la présente évaluation préalable feront l'objet d'une étude pour déterminer le devenir des substances dans différents milieux l'environnement, dans le but de comprendre comment les organismes entrent en contact avec ces substances dans un milieu donné, la persistance de ces substances dans les milieux de l'environnement, ainsi que leur dégradation, leur distribution dans les différents milieux, leur migration vers les eaux souterraines, leur élimination des effluents par des méthodes standards de traitement des eaux usées et leur bioaccumulation dans les organismes.

Tel qu'expliqué dans le document d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), les modèles de devenir avec bilan massique, tels que les modèles « Equilibrium Criterion » ou EQC (New EQC 2011), ne s'appliquent pas aux colorants acides fortement ioniques et leur utilisation pour ces substances ne serait pas conforme à une bonne pratique de modélisation pour les modèles à plusieurs milieux (Buser et al. 2012). Par conséquent, nous examinerons le devenir dans l'environnement et la compartimentalisation de ces substances de façon qualitative à l'aide de renseignements sur leurs propriétés physiques et chimiques.

5.1 Eau et sédiments

Les colorants acides azoïques sont très hydrosolubles et ont une affinité intrinsèque élevée pour les substrats, ce qui entraîne des taux de fixation élevés (ETAD 1995b; Environnement Canada et Santé Canada 2013). Étant donné un niveau d'émission constant et continu dans l'eau, une grande proportion des colorants acides azoïques demeura dans la colonne d'eau en raison de leur très forte hydrosolubilité. Avec le temps, des colorants acides azoïques à charge négative (anionique) devraient de lier à la matière organique en suspension, en particulier aux particules à charge positive, en raison d'interactions électrostatiques . Ils devraient finir par se déposer dans le lit de sédiments ou dans la boue d'épuration (ETAD 1995). Certains colorants ioniques peuvent également se lier à des matières organiques grâce à des liaisons hydrogènes et des forces de Van  der Waals (Oster 1955).

On pense que d'autres facteurs, tels que l'augmentation de la taille moléculaire, la dureté et la salinité de l'eau, ainsi que la baisse du pH, favorisent la sorption des colorants azoïques sur des solides en suspension (HSDB 1983- ; Øllgaard et al.1998). En général, il a été établi que, en raison de leur nature récalcitrante dans les milieux aérobies, les colorants azoïques finissent par se retrouver dans des sédiments anaérobies, des aquifères peu profonds ou des eaux souterraines (Razo-Flores et al. 1997). Après s'être répartis dans les sédiments ou les boues d'épuration, certains colorants azoïques peuvent se lier de façon réversible et se remettre en suspension, alors que d'autres se lieront de façon irréversible et resteront enfouis.

5.2 Sol

Les colorants acides azoïques peuvent être rejetés indirectement dans le sol suite à l'épandage de biosolides d'eaux usées sur des terres agricoles ou à leur dépôt dans des sites d'enfouissement. Les colorants acides ont une affinité intrinsèquement élevée pour les substrats, avec des taux de fixation allant de 85 à 98 % pour les colorants acides ayant plusieurs groupes acides sulfoniques (ETAD 1995).

5.3 Air

Les colorants à base d'acide ne devraient pas être libérés dans l'air et ne devraient pas se répartir dans ce milieu en raison de leur très faible pression de vapeur, de leur forte hydrosolubilité et de leur faible constante de Henry (HSDB 1983; Øllgaard et al. 1998). Les colorants hydrosolubles, comme les colorants acides azoïques, sont destinés à une utilisation dans des traitements à base d'eau, ce qui limite également leur rejet, étant donné qu'ils sont hydrophiles. Tandis que les colorants prémélangés à l'état solide peuvent avoir une capacité de dispersion limitée dans l'atmosphère sous forme de grosses particules, on ne considère pas l'atmosphère comme un milieu de transport pour les colorants, étant donné leur volatilité faible ou négligeable (ETAD 1995; Øllgaard et al. 1998).

Compte tenu de leur faible volatilité et de leur préférence physico-chimique à se répartir dans d'autres milieux, les colorants acides azoïques ne devraient pas non plus être sujets à un transport atmosphérique à grande distance.

5.4 Persistance dans l'environnement

Afin de caractériser la persistance dans l'environnement des colorants acides azoïques dans des conditions aérobies et anaérobies, nous avons pris en compte des données empiriques et des données modélisées sur ces substances.

5.4.1 Données empiriques sur la persistance

Il existe peu de données empiriques sur la biodégradation liées à la persistance des colorants acides azoïques. Bien qu'aucun test standard de biodégradation n'ait été réalisé, Shaul et al. (1990) ont démontré que dix colorants acides azoïques, y compris deux substances visées par la présente évaluation (la tartrazine et la nouvelle coccine) n'étaient pas biodégradables dans des conditions aérobies, la concentration de ces colorants étant restée essentiellement constante dans l'influent, l'effluent primaire et les boues activées d'une usine de traitement des eaux usées. Deux autres substances visées par la présente évaluation , l'Orange II et l'Acid Blue 113 , ont conduit à des résultats différents lors de la même étude. Les résultats indiquaient que l'Acid Blue 113 était adsorbé sur les boues activées, mais qu'il ne se dégradait pas, tandis que l'Orange II peut avoir été dégradé dans une certaine mesure, sa concentration diminuant tout au long du processus de traitement.

Des tests empiriques pertinents (tableau 5-1), avec des résultats plus quantitatifs dans des conditions aérobies, ont mis en évidence une faible dégradation de la tartrazine, voire nulle (Tarimici et al. 1987). En dépit de certaines limites, d'autres données sur la dégradation tirées de Brown et Hamburger (1987) pour deux colorants acides azoïques indiquent également des niveaux relativement faibles de dégradation dans des conditions aérobies après avoir subi des expériences initiales de décoloration dans des conditions anaérobies allant jusqu'à 56 jours. Cependant, étant donné que les boues étaient acclimatées aux colorants, on a utilisé des périodes de test plus longues. Il est donc difficile de comparer ces valeurs avec les résultats de tests normalisés réalisés en suivant la ligne directrice 301C de l'OCDE. De plus, il est difficile de savoir si on a utilisé des formulations commerciales pour certains de ces tests plutôt que des colorants de haute pureté . Brown et Hamburger (1987) ont noté que le pourcentage de colorant peut avoir été aussi faible que 80 %. Si tel est le cas, la valeur pour la dégradation peut ne pas être représentative de la substance pure.

5.4.2 Biodégradation anaérobie des colorants acides azoïques

Dans des conditions anaérobies ou réductrices, la dégradation biotique des colorants peuvent avoir lieu relativement rapidement (Yen et al., 1991; Baughman et Weber, 1994; ETAD, 1995b; Øllgaard et al., 1998; Isik et Sponza, 2004). Les colorants ont fortement tendance à se rompre au lien azoïque, entraînant la formation d'amines aromatiques (Øllgaard et al., 1998; Hunger, 2005). Les essais empiriques choisis (tableau 7b) dans des conditions anaérobies ont indiqué une forte dégradation.

5.4.3 Modélisation de la persistance

En plus de données expérimentales, nous avons suivi une approche de poids de la preuve basée sur une R(Q)SA (Environnement Canada 2007) avec des modèles de biodégradation. L'utilisation de ces modèles est jugée acceptable, car ils sont basés sur la structure chimique et la structure azoïque est représentée dans les ensembles d'intrants de tous les modèles BIOWIN utilisés (BIOWIN 2010). La fiabilité des prévisions s'en trouve donc accrue. Étant donné la pertinence écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que les colorants acides azoïques devraient être rejetés dans ce milieu, nous avons principalement étudié la biodégradation aérobie dans l'eau.

Les modèles de dégradation aquatique utilisés pour cette analyse étaient HYDROWIN (2010), les sous-modèles 3-6 de BIOWIN (BIOWIN 2010), DS TOPKAT (©2005-2009) et CATALOGIC (2012).

Tous les résultats des modèles obtenus pour les colorants acides azoïques (autres que ceux obtenus pour quelques substances à l'aide des sous-modèles 3 et 4 de BIOWIN) prédisent de façon constante que ces substances se biodégraderaient lentement dans l'eau dans des conditions aérobies. Ces résultats concordent avec les renseignements inclus dans le document d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), dans lequel on souligne la persistance générale des colorants azoïques dans les milieux aérobies. Deux substances (l'amarante et la nouvelle coccine) semblent être plus persistantes dans l'air que les autres colorants acides azoïques visés par le présent document, d'après AOPWIN (2010).

5.4.4 Hydrolyse

La majorité des colorants acides azoïques ne contiennent pas de groupes fonctionnels pouvant être hydrolysés. Ceci est en accord avec les études publiées qui soulignent que l'hydrolyse est un facteur négligeable pour la rupture des composés azoïques (Baughman et Perenich 1988). Toutefois, huit substances (n° CAS 79234-36-9, 72828-83-2, 83027-51-4, 83027-52-5, 71873-51-3, 83006-48-8, 75949-73-4 et Acid Red 138) contiennent des groupes amides qui ont été signalés par EPISuite (2012) comme pouvant être hydrolysés à un certain degré . Une substance (n° CAS 35342-16-6) a été signalée comme ayant un groupe carbonylurée qui pourraient potentiellement être hydrolysé.

5.4.5 Résumé de la persistance

En raison de leur persistance dans les milieux aérobies et de leur forte hydrosolubilité, les colorants acides azoïques devraient avoir un temps de résidence relativement long dans l'eau. Ces substances devant séjourner dans l'eau pendant de longues périodes, elles peuvent se disperser à grande échelle. Au final, en raison d'interactions électrostatiques avec de la matière particulaire, elles peuvent également se disperser dans les sédiments. Dans les sédiments et le sol, la biodégradation devrait aussi être lente dans des conditions aérobies et rapide dans des conditions anaérobies. Les temps de résidence dans l'air devraient conduire à un faible potentiel de transport atmosphérique à grande distance.

5.5 Potentiel de bioaccumulation

Pour la présente évaluation, nous avons utilisé une variété d'élements de preuve pour déterminer le potentiel de bioaccumulation des colorants acides azoïques. Les données expérimentales sur les mesures de bioaccumulation classiques, telles que le facteur de bioconcentration (FBC), sont minimales et limitées au milieu aquatique. De plus, nous n'avons pas retenu l'utilisation des modèles R(Q)SA pour la modélisation de la bioaccumulation des colorants acides azoïques, étant donné que ces substances n'étaient pas couvertes par le domaine d'applicabilité de ces modèles.

5.5.1 Coefficient de partage octanol-eau

Tel qu'indiqué dans les tableaux 3-1 et 3-2, les colorants acides azoïques en tant que sous-groupe pris dans son ensemble ont des hydrosolubilités relativement élevées (1,8 -300 g/L ), et les données expérimentales peu nombreuses sur ces colorants suggèrent des valeurs de log Koe très faibles (- 4,5 à 1,2 ), qui signifieraient aussi un très faible potentiel de bioaccumulation selon la théorie du partage à l'équilibre. Ceci est cohérent avec l'opinion générale provenant d'autres sources, qui signalent le très faible potentiel de bioaccumulation des colorants ioniques (ETAD  1995).

5.5.2 Facteur de bioconcentration (FBC)

Pour un certain nombre de colorants, des valeurs estimées et des valeurs expérimentales de log K_oe ont été comparées à des facteurs de bioconcentration expérimentaux dans le cas de poissons (Anliker et al . 1981; ETAD 1995; Øllgaard et al. 1998). En ce qui concerne les données sur six colorants acides, les FBC rapportés étaient inférieurs à 10, indiquant qu'il est improbable que ces colorants se bioconcentrent dans des organismes aquatiques. Les données disponibles sur la tartrazine (tableau 5-3) indiquent de faibles FBC (inférieur(e) à 0,29 et inférieur(e) à 3 L/kg) pour la carpe exposée à deux concentrations différentes.

5.5.3 Autres facteurs pour évaluer le potentiel de bioaccumulation

Tel que souligné dans la section sur le potentiel de bioaccumulation du document d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), en raison du manque de données empiriques sur la bioaccumulation des colorants acides azoïques, nous nous appuierons sur des données disponibles sur l'hydrosolubilité, la masse moléculaire et le diamètre de section pour déterminer le potentiel de bioaccumulation. Étant donné leur hydrosolubilité relativement élevée, leur nature ionique et leur degré élevé de dissociation dans des conditions environnementales typiques, la tendance au partage de ces substances dans les lipides devrait être limitée. De plus, des données sur la bioaccumulation découlant d'expositions d'organismes à ces substances dans le sol et les sédiments sont minimales et limitées, en grande partie en raison de leur forte hydrosolubilité (Environnement Canada et Santé Canada 2013).

En général, les colorants acides azoïques sont de grosses molécules relativement hydrophiles ayant une masse moléculaire élevée (pour la plupart supérieure à 400 g/mol). Les diamètres de section minimaux (D_min) et maximaux (D_max) des colorants acides azoïques vont de 0,820 (D_min) à 1,99 nm (D_max) (tableaux 3-1 et 3-2). Ces caractéristiques suggèrent que les dimensions moléculaires de ces substances peuvent également limiter leur vitesse d'absorption lorsqu'elles traversent les membranes cellulaires des poissons à partir de l'eau, réduisant ainsi leur potentiel de bioaccumulation.

5.5.4 Résumé du potentiel de bioaccumulation

Les colorants acides azoïques devraient avoir un faible potentiel de bioaccumulation en raison de la faible bioconcentration observée lors de tests empiriques. Leurs propriétés physiques et chimiques (c.-à-d. faible log K_oe, ionisation à des pH pertinents pour l'environnement, masse moléculaire élevée, grand diamètre de section, hydrosolubilité élevée) et leur niveau probablement élevé de biotransformation par les organismes viennent appuyer cette hypothèse. Le faible potentiel de bioaccumulation de ces substances suggère qu'il peut également y avoir un faible potentiel de concentration interne dans les organismes permettant d'atteindre des niveaux susceptibles de causer des effets nocifs. Ce potentiel d'effets nocifs est discuté plus en détail dans la section suivante.

6. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

6.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Nous n'avons tenu compte que de données empiriques sur des substances spécifiques des sous-groupes et leurs analogues pour évaluer le potentiel des colorants acides azoïques à causer des effets nocifs sur l'environnement, étant donné le niveau élevé d'incertitude lié à la modélisation de l'écotoxicité de ces substances.

6.1.1 Études empiriques pour le milieu aquatique

Nous ne disposions que de peu d'études empiriques sur l'écotoxicité pour les colorants acides azoïques (tableaux 6-1 à 6-3). En particulier, toutes les études étaient sensées être des tests de létalité à court terme. Il n'existait que peu ou pas de données empiriques sur la plupart des substances, alors que pour d'autres, comme le jaune métanile 36, il existait plusieurs études pour le milieu aquatique. Suffisamment de données sur la toxicité aiguë étaient disponibles pour traiter les trois sous-ensembles de colorants acides azoïques (monoazoïques, disazoïques et polyazoïques) séparément, mais pas pour les séparer davantage en sous-ensembles de plus forte similarité.

Plusieurs données clés proviennent d'une étude empirique sur la toxicité aiguë de 46 colorants pour la truite arc-en-ciel (Pimephales promelas), décrite d'abord dans Little et Lamb (1973), puis résumée dans Little et al. (1974). Bien que cette étude biologique ne soit pas récente, elle a été réalisée en suivant des méthodes standard publiées et incluent des renseignements pertinents sur les organismes testés, l'eau de dilution et les paramètres chimiques et physiques de l'eau utilisée. L'expérience avait été conçue pour estimer le seuil de concentration à partir duquel 50 % des animaux testés survivaient après 96 heures. Ce seuil a été à l'origine rapporté dans les deux études en tant que tolérance limite médiane (TL₅₀), mais peut également être interprété en tant que concentration létale médiane (CL₅₀).

Des études empiriques de toxicité de cinq colorants acides monoazoïques chez deux espèces différentes de poissons étaient disponibles dans la littérature (tableau 6-2). Les valeurs de toxicité aiguë allaient respectivement de 68 à plus de 1 000 mg/L pour l'espèce Oryzias latipes (poisson de rizière japonais) exposée au jaune métanile ou à la tartrazine (tableau 6-1). La CL₅₀ de 68 mg/L obtenue après 48 heures (Tonogai et al. 1982) est importante, car elle correspond à la valeur la plus sensible obtenue lors d'un test avec une espèce de poisson pertinente pour l'environnement canadien et pour laquelle suffisamment de renseignements sont disponibles pour vérifier sa fiabilité. Cette étude a été jugée acceptable en partie parce qu'elle a été réalisée en suivant une méthode standard, les poissons étaient acclimatés et les mesures des propriétés clés testées ont été évaluées de manière approfondie.

Bien que des tests de toxicité aient été disponibles pour une espèce de paramecium (Paramecium caudatum), un protozoaire (Tetrahymena pyriformis) et une crevette de salines (Artemia salina), ces tests n'ont pas été inclus dans la présente évaluation, car ces espèces ne sont pas des espèces de laboratoire standard pour des tests de toxicité et les données étaient insuffisantes pour pouvoir évaluer les résultats. De plus, certaines données étaient disponibles pour le poisson tropical Channa punctata(CL₅₀ de 96 heures de 1,5 et 155 mg/L pour le jaune métanile dans Rathore et al., 1989). Toutefois, étant donné que ce poisson est indigène à l'Asie de l'est et requiert des températures de l'eau plus élevées que celles qu'on retrouve généralement dans l'environnement canadien, ces données n'ont pas été prises en compte comme valeur critique de toxicité (VCT). De plus, les valeurs rapportées par Rathore et al.(1989) variaient de plus de deux ordres de grandeur pour une même substance et un même organisme testé, rendant ces résultats incertains. Les tests réalisés par MacPhee et Ruelle (1969) étaient centrés sur l'exposition de deux espèces de poissons (Ptychocheilus oregonensis et Oncorhynchus kisutch) à l'analogue de n° CAS 2150-33-6. Tandis qu'une valeur de 10 mg/L a été rapportée, l'étude est dépassée et les renseignements principaux sur les tests ne sont pas disponibles (p. ex. durée, paramètre, conditions) pour pouvoir évaluer correctement les méthodes. Par conséquent, elle n'a pas non plus été prise en compte comme valeur clé pour la présente évaluation.

Des tests de toxicité sur les colorants acides disazoïques et leurs analogues sont disponibles pour deux espèces de poisson, Pimephales promelas et Danio rerio, ainsi que pour l'invertébré Daphnia magna. Les résultats de ces tests variaient aussi fortement , couvrant trois ordres de grandeur. Un résultat de test de toxicité aiguë pour l'espèce Pimephales promelas exposée à de l'Acid Blue 113 (CL50 de 96 heures de à 4,4 mg/L) représente la plus faible valeur de CL50 pour les colorants acides disazoïques (tableau 6-2). Bien qu'il s'agisse d'une valeur de toxicité plus ancienne, elle a été jugée acceptable en partie parce qu'elle a été obtenue en suivant une méthode standard et parce que les paramètres physiques et chimiques clés de l'eau utilisée étaient bien caractérisés pour tout le test (Little et Lamb 1973; Little et al . 1974).

Les données écotoxicologiques pour les colorants acides polyazoïques et les analogues sont limitées, mais elles représentent des niveaux plus faibles de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques. Alors qu'un seul paramètre a été déterminé pour les colorants acides azoïques, la valeur la plus sensible est une CL₅₀ de 96 heures pour l'espèce Pimephales promelas établie à 130 mg/L et extraite des études abordées ci-dessus (Little et Lamb, 1973; Little et al., 1974), considérées comme étant fiable.

D'après des études à court terme en milieu aquatique, les algues semblent quelque peu sensibles aux colorants acides azoïques (tableau 6-4). La toxicité la plus faible pour des algues obtenue lors d'une étude pour laquelle on disposait de suffisamment de renseignements (p. ex. paramètre d'effet précisé) est une CE₅₀ de 72 heures de 20,8 mg/L pour l'Acid Orange 156 (Greene et Baughman 1996). Pour ce qui est des études d'écotoxicité sur des algues, le test d'inhibition de la croissance est l'un des tests les plus communs pour déterminer la toxicité aquatique. Ce test consiste à mesurer les changements de la vitesse de croissance en réponse à une exposition à des composés chimiques dans l'eau. Lors de tests avec des substances colorées, on a noté que ces dernières pouvaient atténuer la pénétration de la lumière dans le milieu testé en l'absorbant et en la réfléchissant . Si des solvants ou des émulsifiants sont utilisés pour obtenir une dispersion homogène dans l'eau, il est probable que l'atténuation de la lumière sera proportionnelle à la quantité de substance ajoutée. L'inhibition de la croissance des algues due à l'atténuation de la lumière peut se traduire par une diminution de la croissance de la population d'algues, laquelle est liée à la quantité de substance ajoutée dans le milieu du test. Cependant, une telle inhibition n'est pas considérée comme un véritable effet écotoxicologique dû aux composés chimiques testés (Rufli et al. 1998; Cleuvers et Weyers 2003).

Des recommandations ont été formulées pour gérer l'atténuation de la lumière lors de tests sur les algues avec des substances colorées. Il a été proposé de remettre les algues dans un milieu sans la substance après la période d'exposition afin de faire la distinction entre un effet algistatique et un effet algicide (Whitehouse et Mallett 1993). Un trajet réduit de la lumière à travers la solution a également été proposé afin que la vitesse de croissance des algues ne soit pas affectée (Comber et al. 1995). Toutefois, les études recensées portant sur l'évaluation des effets écotoxicologiques des colorants acides azoïques et de leurs analogues sur les algues ne font pas état d'une atténuation de la lumière et, donc , nous n'avons aucune indication d'un impact possible sur cet effet . Par conséquent, il se peut que l'écotoxicité rapportée dans les études sur les algues puisse ne pas représenter les effets « véritables » des colorants testés sur les organismes.

6.1.2 Études empiriques concernant d'autres milieux naturels

Aucune donnée sur la toxicité pour les organismes vivant dans les sédiments n'est disponible et les données sur la toxicité pour les espèces terrestres exposées à des colorants acides azoïques sont limitées. Une seule étude sur les plantes a été relevée, et elle indique que trois espèces (sorgho commun, tournesol et soja) ont été exposées au colorant acide monoazoïque C.I. 13155 (Brown et Anliker 1988). Aucun effet n'a été observé sur la germination des graines à une concentration quelconque jusqu'à 1 000 mg/L. La vitesse de croissance n'était pas non plus affectée jusqu'à une concentration de 100 mg/L. Toutefois, à 21 jours, on a pu observer une croissance variable à une concentration de 1 000 mg/L et le colorant acide monoazoïque C.I. 13155 a pu être détecté dans le feuillage des plantes pour une concentration dans le sol de 1 000 mg/L. Bien que cela ne soit pas suffisant pour produire une valeur de paramètre terrestre fiable, cela indique que, d'après ces données limitées, des effets sur les organismes du sol ne devraient pas se produire à des concentrations modérées à faibles.

6.1.3 Détermination des CESE pour les milieux aquatiques et terrestres

Une approche de groupe a également été suivie pour l'établissement de concentrations estimées sans effet (CESE) pour le sous-groupe des colorants acides azoïques. Des valeurs critiques de toxicité (VCT) dans le milieu aquatique ont été retenues pour représenter chaque sous-ensemble, suivant la disponibilité des données . Les données étaient insuffisantes pour calculer une VCT pour le sol, et aucune donnée n'était disponible pour calculer celle pour les sédiments.

La VCT aquatique retenue pour les colorants acides monoazoïques était la CL₅₀ aiguë à 48 heures de 68 mg/L pour l'espèce Oryzias latipes (Tonogai et al . 1982), car c'était la valeur expérimentale valide la plus sensible. Nous avons ensuite calculé la CESE en milieu aquatique en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité entre espèces et dans une espèce et de l'estimation de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL₅₀ à court terme). Nous avons ainsi obtenu CESE de 0,68 mg/L pour les colorants acides monoazoïques.

La valeur critique de toxicité aquatique retenue pour les colorants acides disazoïques était la CL₅₀ aiguë à 96 heures de 4,4 mg/L établie pour l'espèce Pimephales promelas (Little et al. 1974), car c'était la valeur expérimentale valide la plus sensible (mise à jour par rapport à l'étude portant sur la même substance publiée par Little et Lamb en 1973). Nous avons ensuite calculé la CESE en milieu aquatique en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité entre espèces et dans une espèce et de l'estimation de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL₅₀ à court terme). Nous avons ainsi obtenu une CESE de 0,044 mg/L pour les colorants acides disazoïques.

La valeur critique de toxicité aquatique retenue pour les colorants acides polyazoïques était la CL₅₀ aiguë à 96 heures de 130 mg/L établie pour l'espèce Pimephales promelas (Little et al. 1974), car c'était la valeur expérimentale valide la plus sensible (également mise à jour par rapport à l'étude portant sur la même substance publiée par Little et Lamb en 1973). Nous avons ensuite calculé la CESE en milieu aquatique en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité entre espèces et dans une espèce et de l'estimation de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL₅₀ à court terme). Nous avons ainsi obtenu une CESE de 1,3 mg/L pour les colorants acides polyazoïques.

Aucune VCT pour le sol n'a été calculée pour les colorants acides azoïques, étant donné les données limitées disponibles. Toutefois, d'après l'étude existante sur les plantes, aucun effet sur des organismes du sol ne devrait se manifester à des concentrations modérées à faibles.

6.1.4 Résumé des effets écologiques

D'après les éléments de preuve basés sur des données empiriques et des données croisées sur l'écotoxicité aquatique, nous pouvons conclure que certains colorants acides monoazoïques et disazoïques peuvent causer des effets nocifs sur les organismes aquatiques à des concentrations modérées (c .-à-d . que les CL₅₀ sont inférieur(e) à à 100 mg/L). Les colorants acides polyazoïques ne devraient pas causer d'effets nocifs pour les organismes aquatiques à des concentrations modérées ou faibles (c.-à-d . que les CL₅₀ sont supérieur(e) à 100 mg/L). Les colorants acides azoïques ne devraient pas causer d'effets nocifs sur les organismes du sol à des concentrations modérées ou faibles (pas d'effets aux concentrations supérieur(e) à 100 mg/L et effets détectés dans le feuillage à une concentration de 1 000 mg/kg).

6.2 Évaluation de l'exposition de l'environnement

6.2.1 Rejets dans l'environnement

Aucune concentration de colorants acides azoïques mesurée dans l'environnement canadien n'a pu être été identifiée. Par conséquent, nous avons estimé les concentrations dans l'environnement d'après les renseignements disponibles.

Les rejets anthropiques d'une substance dans l'environnement dépendent de différentes pertes qui surviennent pendant sa production, son utilisation industrielle, son utilisation commerciale ou par les consommateurs^{Note de bas de page 5} et son élimination. Afin d'estimer les rejets dans l'environnement à différentes étapes du cycle de vie des colorants acides, Environnement et Changement climatique Canada a compilé des renseignements sur les secteurs et les gammes de produits pertinents ainsi que sur les facteurs d'émission^{Note de bas de page 6} dans les eaux usées industrielles brutes ou les eaux usées collectées par des systèmes de traitement des eaux usées publics, le sol et l'air à différentes étapes du cycle de vie afin de déterminer quelles étapes contribuent probablement le plus aux concentrations globales dans l'environnement. Nous avons également tenu compte des activités de recyclage et de transfert vers des sites d'élimination des déchets (enfouissement, incinération). Cependant, les rejets dans l'environnement dus à l'élimination n'ont pas été pris en compte sur le plan quantitatif, sauf quand des renseignements spécifiques fiables sur le taux (ou le potentiel) de rejets à partir des sites d'enfouissement ou des incinérateurs étaient disponibles.

Ces renseignements sont utilisés pour développer des scénarios de caractérisation de l'exposition afin d'estimer les concentrations dans l'environnement qui en découlent.

Les facteurs pertinents pour les étapes clés du cycle de vie de ces substances ont été pris en compte, les incertitudes ont été mises en lumière et des hypothèses ont été faites sur ces différentes étapes en fonction des renseignements disponibles. Des scénarios d'exposition pour les utilisations /milieux préoccupants ont été élaborés, y compris la détermination des concentrations environnementales estimées (CEE) applicables.

6.2.2 Détermination des scénarios d'exposition importants

La caractérisation de l'exposition est centrée sur des scénarios de rejets importants. Ces scénarios représentent d'importants rejets et de fortes concentrations dans l'environnement. En général, l'ampleur des rejets est directement liée à la quantité d'une substance produite ou utilisée, ainsi qu'à ses facteurs d'émission applicables. Dans les cas où les quantités de rejets industriels sont semblables à celles des rejets par les consommateurs ou des rejets commerciaux, elles conduisent normalement à des concentrations plus élevées. Cela est dû en partie au fait que les rejets industriels se concentrent dans un nombre limité de sites, alors que les rejets des consommateurs ou les rejets commerciaux sont dispersés à travers tout le pays.

D'après l'enquête réalisée en vertu de l'article 71 sur les substances aromatiques azoïques ou à base de benzidine (Canada 2011 ), aucun colorant acide azoïque n'était fabriqué au Canada. Ils étaient importés et utilisés pour la production des sept catégories de produits suivantes :

1. Aliments et boissons
2. Produits de nettoyage et de soins
3. Balles de peinture
4. Produits pour l'agriculture, les pelouses ou les jardins
5. Produits de soins personnels etcosmétiques
6. Produits pharmaceutiques
7. Textile et cuir

Des colorants acides azoïques étaient utilisés dans les deux types suivants d'opérations industrielles :

1. formulation pour la production de concentrés (p. ex. concentrés aromatisants pour les aliments et les boissons, concentrés chimiques pour le traitement du textile et du cuir);
2. utilisation industrielle de colorants acides azoïques importés ou de concentrés formulés (tel qu'indiqué en 1) pour la fabrication de produits inclus dans les sept catégories susmentionnées (p. ex. utilisation de colorants acides azoïques importés pour la production de nettoyants, utilisation de concentrés chimiques pour la teinture de textiles).

Des scénarios d'exposition basés sur ces deux types d'opération ont été élaborés pour la présente évaluation.

6.2.3 Estimations des concentrations environnementales estimées

Les concentrations environnementales estimées (CEE) des colorants acides azoïques ont été  estimées pour des scénarios de formulation et d'utilisation industrielle. Ces concentrations sont basées sur les renseignements disponibles sur les quantités de colorants acides azoïques, les facteurs d'émission, les caractéristiques des systèmes de traitement des eaux usées industrielles ou publics et les caractéristiques de l'environnement récepteur.

Les CEE étaient centrées sur le milieu aquatique, parce que les colorants acides azoïques devraient être rejetés dans ce milieu par les systèmes de traitement des eaux usées et demeurer dans la colonne d'eau après leur rejet. Les colorants acides azoïques sont regroupés dans trois sous-ensembles : monoazoïques, disazoïques et polyoazoïques. Les composés de ces trois sous -ensembles sont tous très hydrosolubles, avec une solubilité allant de 1,8 à 300 g/L. Bien que certains colorants acides azoïques puissent passer dans les boues d'épuration pendant le traitement des eaux usées ou dans les sédiments après leur rejet dans les eaux réceptrices, la colonne d'eau devrait néanmoins constituer le principal milieu dans lequel ils seront présents.

Les concentrations environnementales des colorants acides azoïques dans les sédiments et le sol amendé avec des biosolides n'ont pas pu être calculées, car les substances ioniques ne sont pas couvertes par le domaine d'applicabilité des modèles de partage à l'équilibre. Bien que ces substances soient ionisables dans l'eau et puissent se sorber sur les sédiments ou les biosolides grâce à une liaison électrostatique, les quantités se retrouvant dans les sédiments ou le sol devraient être inférieures à celles présentes dans l'eau à un endroit donné quelconque en raison de leurs fortes hydrosolubilités. Bien que certains colorants acides azoïques puissent atteindre les couches supérieures de sédiments plus aérobies et y persister, cette accumulation devrait être dispersive en raison de leur persistance dans la colonne d'eau. Par ailleurs, les données expérimentales sur la biodégradation indiquent que les colorants acides azoïques peuvent se dégrader dans des conditions anaérobies, ce qui est probable au fur et à mesure qu'ils pénètrent vers des couches plus profondes des sédiments. Par conséquent, les CEE dans les sédiments et le sol amendé avec des biosolides devraient être faibles, et nous n'avons continué aucun calcul quantitatif.

Afin d'estimer les CEE pour des scénarios de formulation ou d'utilisation industrielle, 72 installations ont été définies à partir des résultats de l'enquête comme principales utilisatrices de colorants acides azoïques . Chacune de ces installations a utilisé 100 kg/ an ou plus de colorants acides azoïques pour ses opérations. Elles représentaient 99 % des colorants acides azoïques présents dans le commerce au Canada (10 000 - 100 000 kg/an). Deux autres sites ont également été identifiés, mais les renseignements à leur sujet étaient insuffisants pour pouvoir compléter un scénario d'exposition quantitatif .

Les 72 installations étaient situées dans 40 municipalités de la Colombie-Britannique, du Manitoba, du Nouveau-Brunswick, de la Nouvelle-Écosse, de l'Ontario, du Québec et de la Saskatchewan. Ces municipalités ont été désignées comme sites pour la présente évaluation, car elles constituent un point d'entrée commun dans l'environnement par le système de traitement des eaux usées. Le nombre d'installations sur un site variait de un à dix.

Lorsque les renseignements tirés de l'enquête étaient insuffisants pour déterminer quelles installations étaient concernées par les colorants acides azoïques (p. ex. lorsqu'un répondant à l'enquête exploitait plusieurs installations), ces renseignements ont été déterminés en se basant sur le site Web du répondant et la base de données l'Inventaire national des rejets de polluants du Canada (INRP 2006). Lorsqu'un répondant de l'enquête déclarait la quantité totale de colorants acides azoïques utilisés par plusieurs installations, on a présumé avec prudence que chacune de ces installations utilisait une quantité de colorants acides azoïques égale au volume total déclaré par le répondant. Dans certains cas, cela équivaut à une hypothèse très prudente.

La CEE aquatique pour chaque installation individuelle était estimée en se basant sur la quantité annuelle utilisée déclarée lors de l'enquête, un facteur d'émission applicable à des émissions d'eaux usées industrielles brutes, une quantité ou un débit d'influent d'eaux usées et la dilution dans les eaux réceptrices. Les CEE étaient comprises entre 0,06 et 607,3 µg/L pour les sites où sont utilisés des colorants acides monoazoïques, entre 3,1 et 40,0 µg/L où des colorants acides disaozoïques sont utilisés et entre 33,6 et 81,7µg/L où les colorants acides polyazoïques sont utilisés. Les calculs, ainsi que les hypothèses faites, sont expliqués dans l'annexe B. Ces résultats étaient prudents, puisque les facteurs d'émission utilisés étaient relativement élevés et l'élimination dans des installations de traitement des eaux usées sur place ou hors du site était estimée à zéro.

6.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

L'approche suivie pour la présente évaluation préalable ayant trait à l'environnement consistait à examiner divers renseignements pertinents afin d'en tirer des conclusions basées sur le poids de la preuve et le principe de prudence, tel que requis par la LCPE . Les éléments de preuve retenus comprennent des renseignements sur les propriétés physiques et chimiques, le devenir dans l'environnement, l'écotoxicité et les sources des substances, ainsi que des résultats d'analyses prudentes de quotient de risque, décrites ci-dessous.

6.3.1 Analyse du quotient de risque pour le milieu aquatique

Pour une analyse du quotient de risque , on compare les CEE avec les CESE pertinentes afin d'évaluer les risques potentiels. Une analyse du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements sur la toxicité, a été réalisée pour le milieu aquatique afin de déterminer s'il existe un potentiel d'effet nocif sur l'environnement au Canada.

Les CEE mentionnées dans la section précédente (voir la section « Estimations des concentrations environnementales estimées ») pour les sites utilisant des colorants acides monoazoïques, disazoïques et/ou polyazaoïques à des fins industrielles ou pour la formulation de concentrés ont été comparées aux CESE de 680, 44 et 1 300 µg/L établies respectivement pour les colorants acides monoazoïques, disazoïques et polyazoïques  (voir la section « Détermination des CESE pour les milieux aquatique et terrestre »). Les quotients de risque obtenus pour chacun des sous-ensembles étaient de moins de 0,001 à 0,89 pour les colorants acides monoazoïques, de 0,070 à 0,91 pour les colorants acides disazoïques et de 0,026 à 0,063 pour les colorants acides polyazoïques.

La comparaison des CEE et des CESE indique qu'aucun des 40 sites ne présente un quotient de risque supérieur à un, une majorité (38) de ces sites présentant un quotient de risque maximal inférieur à 0,35. Cependant, deux des 40 sites s'avèrent préoccupants avec des quotients de risque relativement élevés se rapprochant de un. Ces quotients de risque plus élevés peuvent être expliqués pour un site par un débit des eaux usées faible , qui ne permet pas une dilution assez importante, et pour le deuxième site  par des paramètres génériques plus prudents en raison d'un manque de données plus détaillées spécifiques au site. De plus, étant donné qu'au moins un petit pourcentage de ces substances devrait être éliminé par les systèmes de traitement des eaux usées ou se déposer dans les sédiments en raison des interactions électrostatiques, ces résultats indiquent une préoccupation peu importante pour le milieu aquatique.

Par conséquent, les effets nocifs sur les organismes aquatiques sont peu probables sur ces sites en raison de leur importante capacité de dilution.

6.3.2 Analyse du quotient de risque pour le milieu terrestre

Aucune CESE n'a pas été calculée pour les sols, car les données étaient insuffisantes. Toutefois, à des concentrations modérées à faibles, les colorants acides azoïques ne devraient pas causer d'effets nocifs sur les organismes vivant dans le sol, d'après une étude sur la toxicité pour des plantes terrestres. Par ailleurs, aucune CEE n'est disponible, car aucune donnée de surveillance n'existe et ces substances étant réactives, ne sont pas couvertes par le domaine d'applicabilité du modèle d'exposition pour un partage à l'équilibre.

6.3.3 Caractérisation deps risques pour l'environnement

L'approche suivie pour la présente évaluation préalable ayant trait à l'environnement était d'examiner divers renseignements pertinents afin d'en tirer des conclusions basées sur le poids de la preuve et le principe de prudence, tel que le requiert la LCPE . Les éléments de preuve pris en compte comprennent des résultats de calculs prudents de quotient de risque ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, les effets sur l'environnement, les sources, le devenir des substances et leur présence et répartition dans l'environnement. Nous avons résumé ci-dessous divers éléments de preuve pour chaque milieu de l'environnement, ainsi que les incertitudes pertinentes ayant conduit aux conclusions générales.

Les colorants acides azoïques sont d'origine anthropique et ils ne devraient donc pas se retrouver de façon naturelle dans l'environnement. Aucune donnée sur les concentrations de ces substances dans l'environnement au Canada n'a pu être relevée. Les colorants acides azoïques sont des molécules anioniques ayant une hydrosolubilité relativement élevée (supérieure à 1 g/L ), qui devraient se dissocier à des pH pertinents pour l'environnement. En raison du manque de données, les substances disazoïques et polyazoïques ont été examinées en tant que groupe en fonction de leurs propriétés physiques et chimiques. Tous les colorants acides azoïques ont été regroupés en fonction de leur devenir dans l'environnement dû à leurs propriétés physiques et chimiques semblables et à leurs structures chimiques relativement semblables (p. ex. groupes fonctionnels communs, mais en nombres différents). En raison de leur hydrosolubilité élevée et de leur affinité pour les particules organiques de charge opposée, nous nous attendons à ce que les colorants acides azoïques se retrouvent dans l'eau, les sédiments et le sol. Compte tenu de leurs très faibles pressions de vapeur et de leurs faibles constantes de Henry prévues, il est peu probabble qu'ils restent dans l'air après leur rejet dans ce milieu. Par conséquent, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance de ces composés ne devrait pas constituer une source de préoccupation. Étant donné leur hydrophilicité et leur charge, les colorants acides azoïques ont des valeurs expérimentales de log K_oe (inférieur(e) à 2) faibles. Pour un certain nombre de ces colorants, les valeurs expérimentales et estimées de log K_oe ont été comparées aux facteurs de bioconcentration (FBC) chez les poissons (Anliker et al . 1981; Øllgaard et al. 1998; ETAD 1995). Les FBC rapportés pour les colorants acides azoïques étaient faibles, indiquant qu'il est peu probable que ces colorants se bioconcentrent dans les organismes aquatiques. De plus, les colorants acides azoïques ne devraient pas se bioconcentrer en raison de leurs masses moléculaires élevées (supérieur(e) à  400 g/mol) et de leurs Dmin et Dmax relativement importants, qui suggèrent un faible potentiel d'absorption . La bioaccumulation due à l'exposition des organismes à ces substances dans le sol ou les sédiments est mal comprise en raison de données minimales et limitées, en grande partie dues à leur forte hydrosolubilité . D'après les données empiriques et les données modélisées, les colorants acides azoïques devraient se biodégrader très lentement dans les milieux aérobies et , donc , être persistants dans l'eau, les sédiments et le sol. Toutefois, les colorants acides azoïques peuvent se dégrader et se transformer en certaines amines aromatiques s'ils se retrouvent dans des milieux anaérobies.

D'après les éléments de preuve basés sur des données empiriques sur l'écotoxicité aquatique et terrestre de colorants acides azoïques spécifiques et de leurs analogues, nous pouvons conclure que les colorants acides monoazoïques et disazoïques devraient causer des effets nocifs chez des organismes aquatiques à des concentrations modérées (68 et 4,4 mg/L respectivement), tandis que les organismes aquatiques sont moins sensibles aux colorants acides polyazoïques. Les données sur la toxicité pour le milieu terrestre sont limitées et celles pour les organismes vivant dans les sédiments  non disponibles. Nous avons procédé à une analyse prudente de l'exposition pour le secteur des aliments et des boissons et certaines opérations industrielles de formulation visant à produire divers produits, car ces secteurs devaient présenter le potentiel de risque pour l'environnement le plus grand dû aux rejets industriels de ces substances dans l'environnement . Les quotients de risque calculés à partir des CEE des colorants acides azoïques rejetés par 40 sites et 72 installations  et les CESE pour le milieu aquatique indiquent qu'à des niveaux de rejet prévus prudents, les colorants acides azoïques ne devraient pas entraîner d'exposition aquatique importante dans la majorité des cas.

Étant donné tous les éléments de preuve ayant trait à la persistance, au potentiel de bioaccumulation, à l'écotoxicité, aux utilisations industrielles et aux potentiels de rejet de ces substances, nous concluons que les 52 colorants acides azoïques visés par la partie de la présente évaluation préalable portant sur l'environnement ont un faible potentiel d'effets nocifs sur l'environnement au Canada.

6.3.4 Incertitudes de l'évaluation ayant trait à l'environnement

Les données disponibles sur de nombreuses substances spécifiques, en particulier sur les colorants acides disazoïques et polyazoïques, traitées dans le présent document sont limitées. En conséquence, une approche de lecture croisée basée sur des données sur des analogues sélectionnés s'est avéré la meilleure solution pour estimer leurs propriétés physiques et chimiques. Ceci introduit certaines incertitudes, car il existe toujours une certaine variation structurelle entre les substances évaluées et leurs analogues.

Disposer de données sur la toxicité chronique à long terme permettrait de mieux évaluer ces substances en raison de leur possible persistance dans l'environnement, mais la disponibilité de de telles données est minimale. L'utilisation d'un facteur d'évaluation pour déterminer une CESE a pour but de tenir compte de cette incertitude. Tandis que l'eau a été déterminée comme étant le principal milieu d'intérêt, le sol et les sédiments avaient également une certaine importance en raison d'une adsorption potentielle et d'interactions électrostatiques. Par conséquent, les données minimales disponibles sur les effets des colorants acides azoïques dans le sol et les sédiments constituent  une source d'incertitude.

Le manque de concentrations mesurées dans l'environnement pour ces substances (p. ex. données de surveillance) au Canada a mis en lumière la nécessité d'évaluer le risque en se basant sur des concentrations prédites dans l'eau près des sources industrielles ponctuelles. Des hypothèses prudentes ont été faites pour l'utilisation de modèles pour estimer les concentrations dans les plans d'eau récepteurs.

Étant donné l'utilisation de certaines de ces substances dans d'autres pays, il se peut qu'elles entrent sur le marché au Canada en tant que composants d'articles manufacturés et/ou de produits disponibles pour les consommateurs. Cependant, nous prévoyons que les proportions de ces substances rejetées dans les divers milieux de l'environnement ne différeraient pas de façon significative de celles estimées dans le présent document, étant donné les hypothèses prudentes faites pour les analyses de l'exposition.

7. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Pour ce a trait à la santé humaine, l'évaluation des colorants acides azoïques est centrée sur 17 substances qu'on retrouve dans le commerce et qui ont été rapportées au-dessus du seuil de déclaration de l'article 71, ou pour lesquelles on dispose d'autres renseignements indiquant qu'elles se retrouvent dans le commerce au Canada. Ces 17 substances sont l'Acid Black 24, l'Acid Black 26, l'Acid Blue 113, l'Acid Orange 33, l'Acid Red 6, l'Acid Red 138, l'amarante, la nouvelle coccine, l'Orange II, la tartrazine et les n° CAS 68155-63-5, 70210-05-8, 70210-06-9, 70210-25-2, 70210-34-3, 71873-51-3 et 84962-50-5 . Le jaune métanile se retrouve également dans le commerce à un niveau supérieur au seuil de déclaration de la section 71, mais les utilisations rapportées de cette substance n'entrainent pas d'exposition significative de la population générale du Canada.

7.1 Évaluation de l'exposition

7.1.1 Milieux de l'environnement et aliments

Milieux de l'environnement

Aucune donnée empirique sur des concentrations de colorants acides azoïques dans les milieux de l'environnement au Canada , ni ailleurs, n'a pu être relevée. Tel que décrit à la section sur les « Sources », il a été déterminé que seuls dix colorants acides azoïques étaient importés au Canada, la plupart en quantités égales ou supérieures à 1 000 kg/an . En raison de la très faible volatilité et des quantités commerciales limitées des colorants acides azoïques au Canada, les milieux de l'environnement ne sont pas considérés comme source importante d'exposition de la population générale au Canada à ces substances.

Aliments

L'Agence canadienne d'inspection des aliments (ACIA) a effectué des tests sur la présence de certains colorants dans les aliments, dont neuf des colorants acides azoïques visés par la présente évaluation : Acid Black 24, Acid Blue 113, amarante, jaune métanile, nouvelle coccine, Orange  II, Ponceau MX, tartrazine et le n° CAS 106028-58-4 (sel de sodium du Food Black 2).

Lors des enquêtes ciblées sur des aliments de 2009-2010 et 2010-2011, l'ACIA a analysé des aliments canadiens ou importés, dont des épices, choisis en raison de leur forte probabilité à  contenir des colorants alimentaires (ACIA 2010, 2011). Sur les neuf colorants acides azoïques susmentionnés, quatre présentaient des concentrations supérieures à la limite de détection de la méthode d'analyse : la nouvelle coccine, l'Orange II, l'amarante et la tartrazine.

Ni la nouvelle coccine ni l'Orange II ne sont des colorants alimentaires autorisés au Canada, et les activités de conformité de l'ACIA visent à prévenir la vente d'aliments non conformes à la réglementation canadienne. Les aliments ne devraient donc pas constituer une source importante d'exposition à ces deux colorants. Cette conclusion est renforcée par les résultats des enquêtes ciblées sur les aliments de l'ACIA, au cours desquelles la nouvelle coccine et l'Orange II n'ont été détectés qu'à des niveaux respectifs de 0,4 et 0,1 % dans les 1646 échantillons étudiés lors de ces deux enquêtes. Des mesures de suivi ont été prises dans chaque cas de violation de la loi, suivant les besoins.

L'amarante et la tartrazine sont des colorants alimentaires autorisés au Canada . Ils ont été détectés dans des échantillons d'aliments à des concentrations respectives de 3 et 18 %, lors des deux enquêtes ciblées sur les aliments. Par conséquent, nous avons évalué les expositions de la population générale du Canada à l'amarante et à la tartrazine pour la présente évaluation préalable.

L'exposition alimentaire à l'amarante et à la tartrazine a été estimée à partir des données sur la consommation provenant de la composante du rappel alimentaire de 24 heures de l'Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC, cycle 2.2). Une approche par étapes a été suivie, c'est-à-dire que les estimations de l'exposition ont d'abord été calculées à l'aide d'une approche prudente d'apport journalier, qui peut mener à une surestimation de l'exposition chronique ou à long terme. Le 90^e centile de l'exposition alimentaire à l'amarante obtenue à cette étape étant proche de la dose journalière acceptable (DJA) pour certains groupes d'âge, les doses ont été précisées en suivant une approche d'apport habituel . Cette approche permet d'ajuster les valeurs en fonction de la fréquence de consommation des aliments à l'aide des données d'un deuxième rappel alimentaire d'une journée, réduisant ainsi l'incidence d'une consommation élevée occasionnelle d'un seul aliment sur l'estimation de l'exposition (p. ex. un répondant donné peut avoir déclaré consommer trois boissons contenant de l'amarante le premier jour de l'enquête, mais ne pas consommer nécessairement cette quantité chaque jour). Bien que cette approche nécessite des calculs plus compliqués, elle permet une estimation plus exacte de l'exposition alimentaire à long terme, plus particulièrement pour les centiles supérieurs de la distribution. Dans le cas de la tartrazine, ces précisions supplémentaires n'étaient pas nécessaires, car même l'approche initiale par étapes la plus prudente ne conduisait pas à une valeur supérieure à la DJA. Les apports journaliers ont donc été retenus pour cette substance. Les expositions estimées à l'amarante et à la tatrazine étaient les plus importantes pour les nourissons et les enfants, en raison de leur consommation alimentaire élevée par rapport à leur poids corporel (voir le tableau 7-1 ci-après). Pour plus de détails, veuillez consulter l'Annexe C.

Aucun des 52 colorants acides azoïques visés par la présente évaluation préalable n'a été identifié comme étant utilisé dans des applications d'emballage alimentaire. Il ne devrait donc y avoir aucune exposition due à l'emballage alimentaire.

7.1.2 Produits

Divers scénarios d'exposition due à des produits disponibles pour les consommateurs ont été  considérés pertinents pour l'estimation de l'exposition de la population générale, dont l'utilisation de produits cosmétiques, de drogues, de textiles, de cuir, de produits de nettoyage et d'encres de tatouage. Lorsque des renseignements spécifiques aux substances étaient disponibles, des estimations ont été faites pour chaque substance. Autrement, des paramètres génériques par défaut ont été appliqués (consulter l'Annexe D pour plus de détails). Les estimations de l'exposition ayant conduit aux valeurs les plus élevées sont présentées ci-dessous. Les détails de la caractérisation et de l'estimation de l'exposition pour toutes les utilisations identifiées peuvent être consultés à l'Annexe D. Pour la plupart des colorants acides azoïques, les données sur l'absorption cutanée étaient limitées. En tant qu'approche à une étape, l'absorption cutanée a été établie à 100 % pour l'estimation de l'exposition par voie cutanée. Ceci est une approche prudente car, en réalité, l'absorption cutanée devrait être inférieure à 100 %.

7.1.2.1 Amarante, nouvelle coccine, Orange II et tartrazine

Au Canada, l'amarante, la nouvelle coccine et l'Orange II sont utilisés dans des produits cosmétiques (courriels de 2013 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non référencée), la tartrazine est quant à elle utilisée dans des produits cosmétiques et certaines drogues sans prescription à l'interface cosmétique-drogue (BDPSNH 2015; BDNIM 2011; Environnement Canada, 2012; courriels de 2011 et 2013 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non référencée). Les plus fortes expositions cutanées ou orales estimées sont résumées dans les tableaux 7-2 à 7-5, voir aussi l'annexe D. L'exposition à des vapeurs par inhalation devrait être négligeable en raison de la très faible pression de vapeur de ces substances. On considère que l'exposition par inhalation de gouttelettes de produits vaporisés est faible par rapport à l'exposition par d'autres voies.

Bien que ces substances soient utilisées dans d'autres produits disponibles pour les consommateurs (tel que souligné à la section Exposition due à d'autres produits de l'Annexe D), on estime que l'utilisation des produits rapportés dans les tableaux 7-2 à 7-5 constitue la principale source d'exposition non alimentaire de la population générale.

7.1.2.2 Acid Black 24, Acid Black 26, Acid Blue 113, N° CAS 70210-25-2, Acid Orange 33, Acid Red 6, Acid Red 138, n° CAS 68155-63-5, 70210-05-8, 70210-06-9, 70210-34-3, 71873-51-3 et 84962-50-5

Les estimations limites supérieures de l'exposition de la population générale à 10 substances (Acid Black 24, Acid Black 26, Acid Blue 113, Acid Orange 33, Acid Red 6, Acid Red 138, N° CAS 70210-05-8, 70210-06-9, 71873-51-3 et 84962-50-5) utilisées comme colorant dans des produits textiles ont été estimées pour la voie cutanée par contact direct (voir le tableau 7-6). Les hypothèses et les paramètres par défaut pour ces scénarios sont présentés dans l'annexe D. Une estimation limite supérieure de l'exposition par voie orale  des nourrissons due au mâchonnent d'objets en textile a également été faite.

7.1.3 Incertitudes de l'évaluation des expositions des humains

Les expositions estimées pour la tartrazine et l'amarante dues à la consommation d'aliments sont considérées prudentes pour plusieurs raisons. Lorsque cela était possible, ces expositions ont été basées sur les niveaux d'utilisation les plus élevés déclarés par l'industrie alimentaire canadienne (communications personnelles de 2013-2014 de divers intervenants de l'industrie alimentaire à la Direction des aliments de Santé Canada; source non référencée) et les résultats obtenus par l'ACIA dans le cadre des enquêtes ciblées sur les aliments. En l'absence de telles données, elles ont été basées sur des données soumises au Bureau d'innocuité des produits chimiques de Santé Canada en réponse à un appel de données lancé en juillet 1976 ou sur les niveaux maximaux autorisées dans la Liste des colorants autorisés. Les dispositions relatives aux additifs alimentaires étant habilitantes, tous les producteurs n'utilisent pas nécessairement l'amarante et la tartrazine à ces niveaux maximaux. De plus, on supposait que tous les aliments d'une catégorie donnée contenaient le colorant alimentaire en question. Tel que mentionné précédemment, les expositions alimentaires estimées pour l'amarante étaient basées sur des apports ordinaires  obtenus à partir de deux enquêtes de rappel alimentaire de 24 heures (ESCC, cycle 2.2), tandis que pour la tartrazine, les estimations étaient basées sur une enquête de rappel alimentaire de 24 heures, ce qui peut mener à une surestimation de l'exposition ordinaire à long terme. Davantage de détails sur les hypothèses sous-jacentes sont résumés dans l'annexe C.

Les expositions estimées à l'amarante, à la nouvelle coccine, à l'Orange II et à la tartrazine dues à un contact cutané avec certains produits sont également basées sur des hypothèses prudentes (consulter l'annexe D). Seul un nombre limité d'études sur l'absorption cutanée ont pu être identifiées, pour deux de ces quatre substances. L'absorption cutanée de la tartrazine a été rapportée faible (inférieur(e) à 1 %) lors d'une étude in vitro sur la partie externe de la peau d'oreilles de cochons (rapport non publié, mais référencé dans SCCNFP 2004a). De même, l'absorption cutanée de l'Orange II a été rapportée faible (inférieur(e) à 5 %) lors d'une étude in vitrosur de la peau de cochon (Honarvar et al. 2005). Ces deux études ont été réalisées avec une durée d'exposition de 30 minutes, mais seuls des détails limités sur ces études étaient disponibles. Lors d'une autre étude in vitro,pour laquelle de l'Orange II a été appliqué sur de la peau humaine au moyen de quatre formulations différentes de colorant capillaire , de 1 à 13,8 % de la dose appliquée étaient absorbés. Le pourcentage de l'Orange II absorbé se retrouvait dans la couche cornée, l'épiderme, le derme, le fluide récepteur, le rinçat récepteur et le rinçat de la chambre du récepteur. Cependant, la durée d'exposition n'était encore une fois que de 30 minutes et le potentiel de rupture des liaisons azoïques n'a pas été pris en compte , l'étude a donc été considérée inappropriée pour préciser la fraction absorbée par voie cutanée (Charles River Laboratories 2013). En l'absence de données adéquates sur l'absorption cutanée et données sur le métabolisme de la peau, la fraction absorbée par voie cutané de ces substances a été estimée, de façon prudente, à 1. Ceci est une approche prudente, car en réalité l'absorption cutanée devrait être nettement inférieure à 100 %.

Il y a des incertitudes quant aux estimations d'exposition pour les textiles et le cuir. Les estimations sont basées sur des hypothèses génériques pour la teneur en colorant dans les textiles ou le cuir qui ne sont pas spécifiques aux colorants acides azoïques, et sont probablement surestimées.

7.2 Évaluation des effets sur la santé

Dans le cas des substances azoïques aromatiques ou à base de benzidine, la cancérogénicité et la génotoxicité sont les effets critiques sur la santé potentiellement préoccupants . Le mécanisme par lequel les colorants acides azoïques exercent leur toxicité fait intervenir la rupture réductrice de leurs liaisons azoïques et la libération subséquente d'amines aromatiques libres. Ces amines aromatiques sont à leur tour converties en intermédiaires électrophiles réactifs par oxydation métabolique (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Nous avons évalué les effets sur la santé des 52 colorants acides azoïques en examinant leur capacité de subir une rupture réductrice et leur potentiel de risque. Cette analyse est basée sur les renseignements disponibles, elle est présentée dans les deux prochaines sous -sections. L'évaluation des effets sur la santé est centrée sur les colorants acides azoïques auxquels la population générale du Canada pourrait être exposée (voir la section Évaluation de l'exposition). Dans le cas des substances auxquelles la population générale du Canada ne devrait pas être exposée, l'évaluation des effets sur la santé est centrée la cancérogénicité et la génotoxicité.

Des données étaient disponibles sur la cancérogénicité et sur la génotoxicité in vivo et in vitro de six colorants acides azoïques (amarante, jaune métanile, nouvelle coccine, Orange II, Ponceau MX et tartrazine; tous des colorants acides monoazoïques). Des données limitées sur la génotoxicité in vitro ont été relevées pour 12 autres colorants acides azoïques (Acid Black 24, Acid Blue 113, Acid Black 26, Acid Orange 33, Acid Red 138, Acid Orange 156, n° CAS 29706-48-7, 52236-73-4, 68155-63-5, 70210-06-9, 72828-83-2 et 79234-36-9). Pour les autres colorants acides azoïques, aucune donnée sur la cancérogénicité ni sur la génotoxicité n'a été relevée. Dans le cas de quatre colorants acides azoïques auxquels la population canadienne devrait être exposée (amarante, nouvelle coccine, Orange II et tartrazine), des données sur la toxicité à doses répétées étaient également disponibles pour des paramètres n'ayant pas trait au cancer, dont des paramètres pour la reproduction et le développement . Aucune donnée pertinente sur les effets sur la santé n'a pu être identifiée pour les autres colorants acides azoïques pour lesquels une exposition est attendue. En raison des données limitées sur de nombreuses substances visées par la présente évaluation, nous avons utilisé des renseignements sur des analogues pour réaliser notre évaluation des effets sur la santé, suivant les besoins.

Étant donné que le potentiel de risques posés par les colorants acides azoïques peut être attribué aux effets des produits résultant de la rupture de leurs liaisons azoïques (amines aromatiques), les données sur la cancérogénicité et la génotoxicité des amines correspondantes ont été prises en compte afin de procéder à l'évaluation des effets sur la santé des colorants acides. Toutes les substances de ce sous-groupe ont un ou plusieurs substituants de type acide sulfonique (SO3 -), de nombreuses amines aromatiques libérées sont donc sulfonées. Les données disponibles sur les amines aromatiques sulfonées indiquent que ces substances ont généralement très peu ou pas d'effets génotoxiques. Jung et al. (1992) ont montré que la mutagénicité observée pour plusieurs amines aromatiques était inexistante pour leurs analogues sulfonés correspondants. L'effet d'atténuation de la sulfonation sur le potentiel mutagène des amines aromatiques, dont une augmentation de l'électronégativité et de l'hydrosolubilité, est reconnu (Marchisio et al. 1976; Lin et Solodar 1988; boîte à outils RQSA de l'OCDE 2013). L'effet de la sulfonation semble aussi contribuer à la toxicité systémique globale moindre de l'aniline sulfonée et des dérivés sulfonés du naphtalène. Ces derniers ont généralement des effets à des doses plus élevées que celles des composés non sulfonés et ne présentent pas les effets hémolytiques puissants typiques de l'aniline et d'autres amines aromatiques non sulfonées (Sakuratani et al. 2008; voir aussi les sections 7.2.2 et 7.2.3 du dicument d'Environnement Canada et Santé Canada 2015). En ce qui concerne l'effet de la sulfonation sur la toxicité des métabolites d'amines aromatiques, les colorants acides azoïques complètement sulfonés (c.-à-d. un ou plusieurs groupes sulfonates sur tous les métabolites potentiels de type amine aromatique) et ceux libérant théoriquement au moins une amine aromatique non sulfonée sont indiqués dans les notes de bas de page des tableaux 7.8, 7.9 et 7.10.

Le lien potentiel entre les colorants alimentaires (y compris certains colorants azoïques) et les effets sur le comportement (notamment l'hyperactivité) chez les enfants a été étudié par plusieurs organismes nationaux et internationaux, dont Santé Canada, la Food and Drug Administration des États-Unis (FDA) et l'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA). À ce jour, aucun lien de causalité n'a été établi entre des colorants alimentaires particuliers et des effets sur le comportement . Toutefois, il a été reconnu que certains individus peuvent être particulièrement sensibles à certains colorants alimentaires (EFSA 2008; Santé Canada 2010, FDA 2010, 2011a, 2011b). Ces études incluaient la tartrazine, un colorant alimentaire autorisé au Canada, et la nouvelle coccine, qui ne figure pas sur la liste des colorants alimentaires autorisés au Canada.

7.2.1 Clivage potentiel des liaisons azoïques

Nous avons déterminé le potentiel de rupture des liaisons azoïques des substances visées par la présente évaluation en nous basant sur plusieurs éléments de preuve précédemment discutés (Environnement Canada et Santé Canada 2013). Les types d'éléments de preuve retenus pour la présente évaluation vont d'épreuves in vivo à des comparaisons croisées générales .

Les études in vivo de type ADME (absorption, distribution, métabolisme, élimination) ont apporté la preuve la plus directe de la rupture réductrice. Nous avons relevé ce genre d'études pour 6 des 20 colorants acides azoïques (tableau 7-8). Dans tous les cas, une ou plusieurs amines aromatiques libérées ont été identifiées dans l'urine et les matières fécales d'une ou de plusieurs espèces de mammifères exposés au colorant par voie orale , indiquant ainsi que ces six colorants acides monozoïques peuvent subir une rupture in vivo de leur liaison azoïque et libérer des amines aromatiques correspondantes (Daniel 1962; Radomski et Mellinger 1962; Jones et al . 1964; Hall et al. 1966; Urakubo 1967; Pritchard et al. 1976; Ruddick et al. 1977; Willes et al.1980; Raza et al. 1981; Phillips et al. 1982, 1987; Singh 1989; Singh et al . 1991; Poul et al.2009). Des résultats similaires ont été observés lors d'études in vivo sur le métabolisme d'autres colorants acides monoazoïques persulfonés non visés par la présente évaluation, dont le Food Red 17 (n° CAS 25956-17-6), le Food Yellow 3 (n° CAS 2783-94-0) et le Food Red 3 (n° CAS 3567-69-9) (EFSA 2008). Ces résultats confirment que la rupture des liaisons azoïques survient facilement par voie orale dans le cas des colorants acides azoïques persulfonés. Bien qu'aucune étude de type ADME n'ait pu être identifée pour les colorants acides disazoïques ou polyazoïques visés par la présente évaluation, qui sont tous au moins partiellement sulfonés, la rupture des liaisons azoïques par voie orale a aussi été observée pour des acides disazoïques à base de benzidine et des colorants directs apparentés, dont l'Acid Red 114 (n° CAS 6459-94-5), le Direct Blue 14 (n° CAS 72-57-1) et le Direct Red 28 (n° CAS 573-58-0) et pour des colorants directs polyazoïques à basse de benzidine apparentés, dont le Direct Black 38 (n° CAS 1937-37-7) et le Direct Brown 95 (n° CAS 16071-86-6), qui sont tous de manière similaire partiellement sulfonés (Environment Canada, Health Canada 2014a).

Des études métaboliques in vitro ont été identifiées pour sept colorants acides monozaoïques, cinq colorants acides disazoïques et un colorant acide polyazoïques (tableaux 7-8 à 7-10). Des amines aromatiques ont été produites suite à la rupture réductrice de la liaison azoïque après incubation du colorant avec du contenu intestinal (bactéries) provenant de différentes espèces, de matières fécales humaines ou d'espèces de bactéries couramment présentes à la surface de la peau humaine (Roxon et al. 1967; Larsen et al. 1976; Chung et al. 1978; Watabe et al.1980; Combes et Haveland-Smith 1982; Phillips et al. 1982; Ghosh et al. 1988; Singh et al. 1995, 1997; Bragger et al. 1997; Chen et al. 2004; Stingley et al. 2010; Pan et al. 2011; BRI 2012, 2013a, b). Lors de toutes ces études, le potentiel de rupture réductrice par la microflore intestinale ou cutanée a été démontré.

Les résultats obtenus lors d'épreuves d'Ames dans des conditions réductrices pourraient être considérés comme induisant le potentiel de rupture réductrice en cas de résultats positifs de l'épreuve uniquement dans de telles conditions (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Dans le cas des colorants acides monoazoïques, seul le jaune métanile donnait des résultats positifs lorsque le protocole pour les colorants azoïques était suivi (Muzzall et Cook 1979; Rastogi et Levin 1996). De plus, quatre colorants acides disazoïques ont donné des résultats positifs lors d'épreuves d'Ames effectuées dans des conditions réductrices avec au moins une souche de Salmonella typhimurium  (ILS 2011, 2012).

En l'absence de données empiriques, le potentiel de rupture réductrice d'un colorant acide azoïque peut être déduit en se basant sur celles d'analogues étroitement apparentés (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). La lecture croisée de données empiriques sur la rupture réductrice de substances pour déduire celles de composés sur lesquels on ne dispose d'aucune donnée a été faite pour le sous-groupe des colorants acides azoïques.

Puisqu'on pense que toutes les substances de ce sous-groupe peuvent potentiellement libérer des amines aromatiques, le potentiel de risque posé par les amines aromatiques libérées sera donc pris en compte pour l'évaluation des effets sur la santé des colorants acides azoïques. Des structures de métabolites potentiels libérés par chaque colorant acide azoïque ont été proposées en se basant sur une rupture théorique de toutes les liaisons azoïques. Les structures résultantes ont été utilisées pour déterminer, quand cela était possible, les nos CAS de chacun de ces métabolites.

7.2.2 Effets sur la santé

7.2.2.1 Amarante (n° CAS 915-67-3)

Les effets sur la santé de l'amarante ont déjà été étudiés par le CSAH (1983), le JECFA (1984) et l'EFSA (2010). De plus, l'amarante a fait l'objet d'un examen et a été classée dans le Groupe 3 (non classifiable quant à sa cancérogénicité ) par le CIRC (1975b, 1987c). Des DJA ont été établies par le CSAH (0 -0,8 mg/kg p.c.; CSAH 1983), le JECFA (0 -0,5 mg/kg p.c.; JECFA 1984) et l'EFSA (0,15 mg/kg p.c. par jour; EFSA 2010). Santé Canada a établi une DJA de 0,5 mg/kg p.c. par jour, corespondante à celle calculée par le JECFA (mémoire de 2014 de la Division de l'évaluation du danger des produits chimiques pour la santé de Santé Canada présenté au Bureau d'innocuité des produits chimiques de Santé Canada; source non référencée).

Par voie orale, l'amarante est réduite et les amines aromatiques libérées sont absorbées par la circulation systémique. Les données in vitro ont montré que les enzymes hépatiques, les bactéries de l'intestin et au moins une espèce de bactéries de la peau pouvaient médier la rupture de la liaison azoïque du colorant (EFSA 2010; BRI  2013b).

Cancérogénicité et génotoxicité

Le potentiel carcinogène de l'amarante a été étudié lors d'un certain nombre d'études sur des rats et des souris exposés au colorant par voie alimentaire ou par voie sous -cutanée (Nelson et Hagan 1953; Willheim et Ivy 1953; DFG 1957; Mannell et al. 1958; FDA 1964; JECFA 1966; Baigusheva 1968; Andrianova 1970). La majorité de ces études a été examinée par le JECFA (1984) et par le CIRC (1975b ), et ces études se sont avérées limitées ou confuses en raison d'un manque de renseignements sur la pureté du colorant, d'une pureté très faible du colorant ou de problèmes lors de la conception et l'exécution de l'étude (EFSA 2010).

Les préoccupations liées au potentiel carcinogène de l'amarante ont été traitées lors d'une étude à long terme avec une phase in utero dans laquelle des rats Wistar (54 de chaque sexe par groupe traité; 90 de chaque sexe pour les groupes témoins) ont été exposés à 0, 50, 250 ou 1250 mg/kg p.c. par jour de colorant par l'intermédiaire de leur alimentation, pendant deux ans après le sevrage. Les rats de la génération des parents ont été exposés aux doses respectives pendant 60 jours avant l'accouplement et les mères ont aussi reçu ces doses pendant la gestation et la lactation . Aucune augmentation liée au traitement de l'incidence des néoplasmes n'a été observée chez les mâles , alors qu'on a pu constater une augmentation statistiquement significative de l'incidence des polypes utérins et des fibromes vaginaux chez les femelles recevant une forte dose , par rapport aux groupes témoins . Cette augmentation se situait dans les gammes prévues ou historiques pour les témoins et n'est pas donc pas considérée comme étant liée au traitement (Clode et al. 1987).

Une étude sur la cancérogénicité cutanée de l'amarante a également été identifiée. Des souris Swiss Webster (50 de chaque sexe) ont reçu des applications cutanées hebdomadaires non recouvertes d'environ 33 mg/kg p.c. de colorant pendant 19,5 mois dans la région dorsale (environ 5 mg/kg p.c. par jour). Aucune différence liée au traitement dans l'incidence des lésions, qu'elles soient néoplasiques ou non néoplasiques, n'a été rapportée (dont l'incidence de lymphomes, qui sont courants chez cette souche) (Carson 1984a).

L'amarante ne s'est pas avérée mutagène lors d'une épreuve d'Ames effectuée avec ou sans activation métabolique ou en présence de conditions réductrices (Stanford Research Institute 1972; Baker et al. 1974; Auletta et al. 1977; Garner et Nutman 1977; Brown et al. 1978; Lecointe et Lesca 1978; Bonin et Baker 1980; Haveland-Smith et Combes 1980; Chung et al. 1981; Ishidate et al. 1981, 1984; Prival et al. 1988; Izbirak et al. 1990; Sweeney et al. 1994). Des aberrations chromosomiques ont été détectées suite à l'incubation du colorant avec des fibroblastes de hamsters chinois et des cellules pulmonaires d'embryon humain diploïde, mais pas avec des lymphocytes humains (Stanford Research Institute 1972; Zhurkov 1975; Ishidate et al. 1981, 1984). Des résultats variables ont été obtenus lors d'épreuves de génotoxicité in vitro sur des dommages ou des réparations de l'acide désoxyribonucléique (ADN) (Kada et al. 1972; Stanford Research Institute 1972; Sankaranarayanan et Murthy 1979; Haveland-Smith et Combes 1980; Kornbrust et Barfknecht 1985; von der Hude et al . 1988; Sweeney et al. 1994; Mpountoukas et al . 2010).

Les épreuves de génotoxicité in vivo ont généralement donné des résultats négatifs (Stanford Research Institute 1972; Arnold et al. 1976; Münzner 1979; Tripathy et al. 1995). Toutefois, des épreuves de Comet après le gavage ont montré que l'amarante était capable de provoquer, de manière sélective, des dommages à l'ADN dans le colon, l'estomac et la vessie chez deux souches de souris exposées à une dose de colorant allant jusqu'à 2 000 mg/kg p.c. Des résultats positifs ont aussi été obtenus pour l'estomac de rats exposés par voie orale à 10 mg/kg p.c. du colorant, mais les auteurs ont jugé ce résultat comme étant sporadique (Tsuda et al. 2001; Sasaki et al . 2002; Shimada et al. 2010). Étant donné l'absence de génotoxicité et de la hausse des cellules mitotiques observées lors d'épreuves du micronoyau de l'intestin chez des souris exposées par voie orale à des doses allant jusqu'à 1 000 mg/kg p.c ., administrées à deux reprises à des intervalles de 24 heures, et étant donné la présence significative d'amarante et de ses principaux métabolites de type amine aromatique parmi les cellules du côlon, les auteurs ont conclu que l'augmentation sur la queue observée lors des épreuves de Comet représentait un dommage à l'ADN transitoire plutôt que des lésions génotoxiques stables , qui pouvait s'expliquer en partie par une cytotoxicité locale du colorant (Poul et al. 2009 ).

Les métabolites prévus libérés suite à la rupture de la liaison azoïque de l'amarante sont l'acide 1-aminonaphtalène-4-sulfonique (n° CAS 84-86-6) et l'acide 1-amino-2- hydroxynaphtalène-3,6- disulfonique (n° CAS 42579-07-7). Les données disponibles sur ces métabolites suggèrent qu'aucune des amines aromatiques libérées n'est mutagène (Garner et Nutman 1977; Chung et al . 1981; Jung et al. 1992; Poul et al. 2009).

D'après les données disponibles susmentionnées examinées , l'amarante ne semble pas avoir de potentiel carcinogène et ne devrait pas être génotoxique. Ceci concorde avec les évaluations précédemment effectuées par plusieurs organismes internationaux (CIRC 1975b, 1987c; CSAH 1983; JECFA 1984; EFSA 2010.

Autres effets sur la santé

Lors de l'étude à long terme avec une phase in utero(décrite ci-dessus), des rats Wistar ont été exposés à des concentrations du colorant de 0, 50, 250 ou 1 250 mg/kg p.c. par jour par voie alimentaire, pendant deux ans après le sevrage. Chez les femelles, on a constaté une incidence plus importante de la calcification rénale et de l'hyperplasie épithéliale pelvienne avec des modifications dégénératives observées dans tous les groupes traités. Les auteurs ont noté que l'hyperplasie était focale et associée à la minéralisation, ce qui suggère un effet irritant. La dose la plus faible a été identifiée comme dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) pour cette étude , et aucune dose sans effet nocif observé (DSENO) n'a été déterminée dans cette publication (Clode et al. 1987). Une deuxième évaluation non publiée des données tirées de cette étude, pour laquelle les évaluations histologiques des tissus étaient effectuées aléatoirement, a indiqué que les changements n'étaient pas statistiquement significatifs jusqu'à 250 mg/kg-p.c. par jour (Butler et Conning 1983). Le JECFA (1984) a calculé un DJA pour l'amarante basée sur une dose de 50 mg/kg p.c. par jour comme DSENO de l'étude de toxicité chronique. Santé Canada a établi une DJA de 0,5 mg/kg p.c. par jour, correspondant à celle calculée par le JECFA (mémorandum de 2014 de la Division de l'évaluation du danger des produits chimiques pour la santé de Santé présenté au Bureau d'innocuité des produits chimiques de Santé Canada; source non référencée).

Lors d'une étude de suivi centrée uniquement sur les effets sur les reins, on a pu observer une tendance positive liée à la dose de l'incidence de la calcification pelvienne rénale et l'hyperplasie pelvienne chez les mâles traités avec l'amarante pendant 90 jours, qui était importante à la dose la plus élevée (1250 mg/kg p.c. par jour). Cette augmentation de la calcification n'a toutefois été observée que chez les rats déjà atteints de néphropathie sénile. La plus forte dose (1250 mg/kg p.c. par jour) a été déterminée comme DMENO et la dose la plus faible suivante de 80 mg/kg p.c. par jour comme DSENO pour cette étude (Clode et al. 1987). Le CSAH de l'Union européenne (1983) a établi une DJA de 80 mg/kg p.c. par jour pour l'amarante d'après la DSENO de l'étude de 90 jours.

Pour la seule autre étude à doses répétées par voie cutanée identifiée, des souris ont reçu des applications cutanées hebdomadaires non recouvertes d'environ 33 mg/kg p.c. de colorant pendant 19,5 mois (environ 5 mg/kg p.c. par jour) (Carson 1984a) (voir la section ci-dessus; aucun effet lié au traitement sur l'incidence de toute lésion). Aucune différence significative du poids corporel, du comportement et de survie n'a été observée entre les groupes traités et des groupes témoins . Il n'y avait non plus aucune indication de pathologie liée au traitement.

Plusieurs études de toxicité pour la reproduction et le développement chez le rat ont été identifiées. Toutefois, une seule a permis de déterminer une DSENO et une DMENO (Collins et McLaughlin 1972). De l'amarante (pureté de 94 %) a été administrée à des rats femelles Osborne-Mendel , par gavage durant les jours de gestation 0 à 19 à une dose de 7,5, 15, 30, 100 ou 200 mg/kg p.c. par jour. Aucun changement lié au traitement n'a été constaté pour le poids moyen du fœtus, les anomalies de tissus mous ou du squelette ou du nombre d'implantations par mère . Toutefois, le pourcentage d'implantations viables (et le nombre de fœtus vivants) par portée diminuait quand la dose augmentait. Le nombre de portées avec au moins une résorption, le nombre de portées avec au moins deux résorptions et le nombre de résorptions par portée ont augmenté avec la dose . Ces augmentations étaient significatives à partir de 30 mg/kg p.c. par jour . Les auteurs ont déterminé la DMENO de l'étude à 15 mg/kg p.c. par jour , basée sur une augmentation des résorptions non statistiquement significative. Le groupe d'experts de l'EFSA a retenu une DMENO de 30 mg/kg p.c ., en se basant sur la dose à laquelle les réponses devenaient statistiquement significatives (EFSA 2010).

Lors d'une étude de suivi, des rats Osborne-Mendel et Charles River ont été exposés à de l'amarante par gavage ou dans leur eau potable pendant la gestation (jours 0 -19, 6 -15 ou 7 -9) à des doses de 0 ou 200 mg/kg p.c. par jour. Aucune augmentation des résorptions chez les rats Osborne-Mendel n'a été observée pendant une même période de gestation et à une dose équivalente à la dose la plus forte utilisée lors de l'étude de Collins et McLaughlin (1972). Toutefois, chez les rats Charles River gavés pendant les jours de gestation 0 -19 , on a observé  une augmentation significative du nombre de portées avec au moins deux résorptions et du pourcentage de résorptions par portée. Les auteurs ont indiqué qu'ils ne considéraient pas ces effets comme biologiquemet significatifs en raison de la variabilité significative de l'incidence des résorptions, de l'absence d'effet sur un certain nombre de petits viables, du poids du fœtus ou des anomalies et du manque de reproductibilité de l'effet chez les rats Osborne-Mendel (Collins et al. 1976a, b; Holson et al. 1976; Keplinger et al. 1976).

Aucun effet sur les paramètres de fertilité ou de développement n'a été observé lors d'une étude d'exposition par voie alimentaire sur deux générations chez des rats Wistar (jusqu'à 1250 mg/kg p.c. par jour) (Clode et al. 1987). Les seuls effets observés lors d'une étude d'exposition par voie alimentaire sur trois générations chez des rats Osborne-Mendel étaient une diminution du poids des rats sevrés à la plus forte dose (environ 2400 mg/kg p.c. par jour) chez certaines portées et une diminution du taux de survie à 14 jours (une portée à la plus forte dose) ou à 21 jours (une portée à une dose moyenne), sans relation dose-réponse (Collins et al . 1975b). Certaines des portées provenant de l'étude d'exposition par voie alimentaire sur trois générations chez des rats Osborne-Mendel ont été utilisées pour une étude de tératologie (Collins et al . 1975a). Dans certains cas, une augmentation des résorptions a été observée, mais uniquement dans certains groupes recevant une dose. Aucun effet nocif constant dépendant de la dose n'a été observé chez les animaux de toute génération.

Plusieurs autres études d'exposition par voie alimentaire et gavage chez différentes souches de rats ont été identifiées. Aucun effet sur le développement n'a été observé lors de ces études juqu'à la dose testée la plus élevée (150 -2000 mg/kg p.c. par jour) (FDRL 1972; Burnett et al. 1974; Keplinger et al. 1974; Khera et al. 1974; Willes et al. 1980).

L'amarante a également été étudiée au moyen d'épreuves de toxicité sur le comportement chez plusieurs autres espèces, dont des souris, des hamsters, des lapins, des chats et des chiens. Aucune DMENO n'a été déterminée dans aucune de ces études. Bien que des effets aient été observés dans certains cas, aucun n'était constant ni lié à la dose. En se basant sur la plus forte dose testée, des DSENO pour la toxicité pour le comportement ont été déterminées pour les souris (100 mg/kg p.c. par jour), pour les lapins (15 mg/kg p.c. par jour) et pour les chiens (90 mg/kg p.c. par jour) (Keplinger et al . 1974; Larsson 1975; Mastalski et al . 1975).

L'EFSA (2010) a déterminé une DJA pour l'amarante basée sur les DSENO pour la toxicité pour le développement de 15 -100 mg/kg p.c. par jour, ainsi qu'une DMENO de 50 mg/kg p.c. par jour pour l'étude de toxicité chronique par voie alimentaire.

Lors de deux études au cours desquelles on a administré de l'amarante à des souris par l'intermédiaire d'aliments ou d'eau potable, avant et pendant la gestation, ainsi que pendant neuf semaines après la naissance, à des doses de 39 -450 mg/kg p.c. par jour, aucun effet significatif constant lié à la dose n'a été rapporté. Aucune DSENO n'a pu être déterminée à partir de ces études (Tanaka 1992, 1993).

7.2.2.2 Jaune métanile (n° CAS 587-98-4)

Cancérogénicité et génotoxicité

Une étude limitée sur la cancérogénicité du jaune métanile a été relevée. Au cours cette étude, des souris femelles ayant reçu pendant un an du jaune métanile à une dose élevée dans leur alimentation ont développé des tumeurs. La publication ne rapportait pas les détails clés de l'étude (p. ex. méthodologie et résultats , pureté de la substance testée) (Prasad et Rastogi 1982a). Un certain nombre d'études sur les effets de promotion de tumeurs du jaune métanile , comme le développement de lésions prénéoplasiques hépatiques induites par la diéthylnitrosamine (DEN) chez des rats mâles ont également été identifiées (Fernandes et Rao 1994; Sundarrajan et al. 2000, 2001; Gupta et al. 2003). Dans tous les cas, la carcinogenèse du foie était accentuée par le jaune métanile et cet effet de promotion de tumeurs s'accompagnait d'une augmentation de l'expression de l'antigène nucléaire de prolifération cellulaire (PCNA), un marqueur de la prolifération cellulaire, et des cyclines G1/S, ainsi que d'une augmentation de la synthèse de l'ADN.

In vitro, le jaune métanile n'était mutagène qu'en présence d'un métabolisme réducteur et d'une activation métabolique lors d'épreuves d'Ames, et il exerçait une mutagénicité dans les lymphoblastes humains lors des trois régimes de traitement utilisés (Muzzall et Cook 1979; Rastogi et al. 1991; Rastogi et Levin 1996). Une augmentation des aberrations chromosomiques liée à la dose a été également observée dans des leucocytes humains in vitro (Vaidya et Godbole 1978). In vivo, le jaune métanile a conduit à des résultats positifs lors d'épreuves d'aberration chromosomique et d'échange de chromatides sœurs chez la souris et lors d'épreuves du micronoyau chez le rat (Giri et Banerjee 1986; Giri et al. 1986a, 1986b; Pino et al. 1996). Il a aussi donné des résultats positifs lors d'une étude de létalité dominante menée chez la souris. Cependant, seul un petit nombre d'animaux et une seule dose ont été testés (Prasad  1986).

7.2.2.3 Nouvelle coccine (n° CAS 2611-82-7)

Les effets sur la santé de la nouvelle coccine (Ponceau 4R) ont été examinés précédemment par le JECFA (1983, 2011) et l'EFSA (2009a). Des DJA ont été établies par le JECFA (0 -4 mg/kg p.c.; JECFA 1983, 2011) et l'EFSA (0,7 mg/kg p.c. par jour; EFSA 2009a). Aucune classification de cancérogénicité n'a été relevée.

Par voie orale, la nouvelle coccine est réduite et les amines aromatiques libérées sont absorbées par la circulation systémique. Les données obtenues in vitro ont montré que les enzymes hépatiques et les bactéries de l'intestin pouvaient médier la rupture de la liaison azoïque du colorant (EFSA 2009a). Aucune donnée n'était disponible sur le potentiel de réduction azoïque sur la peau de la nouvelle coccine.

Cancérogénicité et génotoxicité

Aucune preuve de cancérogénicité n'a été démontrée lors de huit études à long terme chez le rat ou la souris exposé à la nouvelle coccine dans leur alimentation, leur eau potable ou par voie sous-cutanée (Allmark et al. 1957; DFG 1957; Mason et al. 1974; Brantom et al. 1987a). Bien que certaines de ces études soient limitées, aucun effet cancérogène n'a été observé lors de ces huit études jusqu'à des doses d'environ 1 463 mg/kg p.c. par jour chez le rat et 1 625 mg/kg p.c. par jour chez la souris lors des études sur l'alimentation.

In vitro, aucune mutagénicité n'a été observée lors d'épreuves d'Ames avec ou sans activation métabolique en suivant divers protocoles, y compris dans des conditions réductrices ou dans des cellules de lymphomes chez la souris (Viola et Nosotti 1978; Haveland-Smith et Combes 1980; Ishidate et al. 1984; Cameron et al. 1987; Izbirak et al. 1990; Ozaki et al. 1998). Aucune génotoxicité n'a non plus été observée in vitro lors de plusieurs épreuves sur des dommages à l'ADN et/ou de réparation, et des résultats hétérogènes limités ont été relevés lors d'épreuves d'aberration chromosomique (Kada et al. 1972; Ishidate et al. 1978, 1984; Sankaranarayanan et Murthy 1979; Tonogai et al. 1979; Haveland-Smith et Combes 1980; Kornbrust et Barfknecht 1985).

In vivo, des résultats négatifs ont été obtenus lorsque de la nouvelle coccine (pureté de 91 %) a été utilisée pour une épreuve du micronoyau (Hayashi et al. 1988), mais une augmentation des aberrations chromosomiques liée à la dose a été observée chez des souris exposées à 0, 4, 10 ou 20 mg/kg p.c. du colorant (pureté non rapportée) (Agarwal et al. 1993). Bien qu'aucun dommage à l'ADN n'ait été observé in vivo chez le rat (Kornbrust et Barfknecht 1985; Shimada et al. 2010), des épreuves de Comet suite à un gavage ont montré que la nouvelle coccine entraînait des dommages à l'ADN dans le colon, l'estomac et la vessie chez deux souches de souris exposées à une dose allant jusqu'à 2 000 mg/kg p.c. du colorant (Tsuda et al. 2001; Sasaki et al. 2002; Shimada et al. 2010).

Les produits postulés pour la rupture de la liaison azoïque de la nouvelle coccine sont l'acide 4-aminonaphtalène-1-sulfonique (n° CAS 84-86-6) et l'acide 1-amino-2- hydroxynaphtalène-6,8- disulfonique (aucun n° CAS indiqué). Les données disponibles sur ces substances laissent supposer qu'aucune d'entre elles n'est mutagène (Garner  et Nutman 1977; Chung et al. 1981; Jung et al. 1992; Poul et a. 2009).

Malgré les dommages à l'ADN observés chez la souris après un gavage avec de la nouvelle coccine, aucune cancérogénicité n'a été observée lors d'un certain nombre d'études à long terme chez le rat ou la souris. Les résultats de la plupart des études in vitro et in vivo sur la génotoxicité ont donné des résultats négatifs et aucune des amines aromatiques libérées ne devrait être mutagène. Dans l'ensemble, la cancérogénicité et la génotoxicité ne constituent pas un paramètre préoccupant en matière de toxicité de la nouvelle coccine.

Les études clés axées sur des voies d'exposition pertinentes sont présentées ci-dessous.

Lorsque des rats (16 de chaque sexe par groupe) étaient exposés à 0 , 0,5 , 1 ou 2 % de nouvelle coccine (pureté supérieur(e) u égal(e) à 82 %, correspondant à 0, 220, 560 et 1 140 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et à 0, 280, 630 et 1 250 mg/kg p.c. par jour pour les femelles ) dans leur alimentation pendant 90 jours, la dose moyenne a été définie comme la dose sans effet nocif observé (DSENO) et la dose élevée comme la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO), en se basant sur une augmentation statistiquement significative de la sérum -glutamopyruvique -transaminase et de la sérum -glutamo-oxalacétique -transaminase chez les deux sexes et sur une diminution significative des concentrations d'hémoglobine et du poids du foie chez les femelles à la dose testée la plus élevée (Gaunt et al. 1967). Lors d'une autre étude sur la toxicité subchronique, des porcs (trois de chaque sexe par groupe) ont été exposés au colorant (pureté supérieur(e) u égal(e) à 82 %) introduit dans leur nourriture à une concentration de 0, 100, 300 ou de 900 mg/kg p.c. par jour pendant 90 jours. Bien qu'une légère diminution temporaire du nombre de globules rouges ait été observée à la dose la plus élevée, la dose de 900 mg/kg p.c. par jour a été considérée comme la DSENO pour cette étude (Gaunt et al. 1969).

Des DSENO et des DMENO ont également été relevées dans trois études sur la toxicité chronique pour lesquelles des souris ou des rats ont été exposés à de la nouvelle coccine par l'intermédiaire de leur nourriture pendant 64 à 118 semaines (Allmark et al. 1957; Mason et al. 1974; Brantom et al. 1987a).

Lorsque des souris mâles et femelles étaient exposées à 0 , 0,01 , 0,05 , 0,25 ou 1,25 % du colorant (correspondant à 0, 13, 65, 325 et 1 625 mg/kg p.c. par jour) pendant 82 semaines, une DSENO de 65 mg/kg p.c. par jour et une DMENO de 325 mg/kg p.c. par jour ont été déterminées sur la base d'une augmentation de l'incidence de la glomérulonéphrose. Une faible anémie pendant les six premiers mois (qui est devenue importante à la dose plus élevée suivante) a aussi été observée à la DMENO (Mason et al. 1974). Le JECFA a utilisé la dose de 0,25 % (qui a été convertie en une dose de 375 mg/kg p.c. par jour) comme DSENO pour le calcul de la DJA (JECFA 1983, 2011), tandis que l'EFSA a retenu la dose de 0,05 % (convertie en une dose de 70 mg/kg p.c. par jour) comme DSENO pour la DJA (EFSA 2009a).

Pour une autre étude, des rats ont reçu pendant 64 semaines des aliments contenant 0 , 0,03 , 0,3 ou 3 % du colorant, correspondant à 0, 16, 153 et 1462 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et 0, 16, 199 et 1772 mg/kg p.c. par jour pour les femelles, basés sur les données de poids corporel et de consommation d'aliments à la 64e semaine fournies par les auteurs. À la dose la plus élevée, la consommation de nourriture des femelles était moindre , leur poids corporel allait en diminuant au cours de l'expérience, alors que le poids relatif du cœur, du foie et des reins augmentait. Aucun effet nocif n'a été signalé (Allmark et al. 1957).

Lors d'une étude de toxicité chronique, qui comprenait une phase in utero, des rats ont reçu une alimentation contenant de la nouvelle coccine (pureté de 81 %) à une concentration de 0, 50, 500 ou de 1250 mg/kg p.c. par jour. La génération F0 a été traitée pendant 60 jours avant l'accouplement ainsi que pendant la gestation, et la génération F1 a été traitée pendant 114 à 118 semaines. Une DSENO de 500 mg/kg p.c. par jour et une DMENO de 1250 mg/kg p.c. par jour ont été établies en se basant sur un gain de poids plus faible sans réduction de la consommation d'aliments et sur une hausse du taux de protéines dans l'urine des rats femelles de la génération F1 s'accompagnant de signes histopathologiques de lésions rénales à la dose la plus élevée testée. Il n'est toutefois pas possible de déterminer si les signes de lésions rénales sont dus aux effets sur le développement provenant d'une exposition in utero ou à une exposition postnatale chronique. Aucun effet dû au traitement, y compris des effets sur la fertilité et l'élevage des petits, n'a été observé pour la génération des parents après une exposition de neuf semaines (Brantom et al. 1987a).

Aucune toxicité pour la reproduction ou le développement n'a été constatée lorsque des souris ou des rats étaient exposés par voie orale au colorant (pureté de 70 -82 %), par gavage ou par voie alimentaire, à différents moments pendant la gestation ou lors d'une étude sur trois générations à la dose la plus élevée testée (DSENO de 100 -4000 mg/kg p.c. par jour) (Larsson 1975; Meyer et Hansen 1975; Kihara et al. 1977; Momma et al. 1981; Brantom et al. 1987b; Tanaka 2006a).

Une toxicité neurocomportementale a toutefois été observée lors d'une étude pour laquelle des souris ont été exposées à 0 , 0,12 , 0,24 ou 0,48 % de nouvelle coccine (pureté supérieur(e) à 85 %) contenue dans leur nourriture à partir de l'âge de cinq semaines de la génération F0 jusqu'à l'âge de neuf semaines de la génération F1 (correspondant à 0, 212, 423 et à 819 mg/kg p.c. par jour pour la génération F1; Tanaka 2006a). Les mâles, contrairement aux femelles, présentaient une baisse de performance liée à la dose dans le cadre du test du labyrinthe aquatique en T (test sur la capacité d'apprentissage) aux doses modérées et élevées après 7 semaines, ainsi qu'une baisse de la performance du redressement en fonction de la surface (révélant un mouvement coordonné) à la dose élevée au jour 4 après la naissance. Par conséquent, une DSENO de 212 mg/kg p.c. par jour et une DMENO de 423 mg/kg p.c. par jour pour la toxicité neurocomportementale ont été déterminées dans cette étude. Les auteurs ont fait remarquer que, selon eux, l'absence d'effets nocifs significatifs observés chez les femelles était due aux faibles résultats obtenus par quelques femelles témoins.

7.2.2.4 Orange II (NE CAS 633-96-5)

L'Orange II a déjà fait l'objet d'un examen par le CSPC de l'UE (2011b, 2014) et par le CSPCPNA de l'UE (2004b).

Lors d'une étude sur le métabolisme chez des lapins ayant reçu de l'Orange II par gavage, la majeure partie de l'Orange II administré était excrétée dans l'urine sous forme de conjugués de l'entité 1-aminonaphtalène-2-ol, indiquant une rupture réductrice, vraisemblablement par des bactéries de l'intestin, ainsi qu'une absorption de l'amine qui en résulte (Daniel 1962). Des épreuves in vitro montrent qu'une réduction de l'Orange II peut être médiée par des bactéries intestinales (Chung et al. 1978; Singh et al. 1995; Bragger et al. 1997; Chen et al. 2004) et plusieurs espèces de bactéries de la peau cultivées in vitro se sont révélées capables de réduire complètement l'Orange II en 24 heures (Stingley et al. 2010).

Cancérogénicité et génotoxicité

Deux études sur la cancérogénicité relevées chez la souris ont été jugées limitées. La première , qui précédait l'adoption de lignes directrices par l'OCDE, se limitait à l'examen du foie de souris exposées à 15 -20 mg par semaine d'Orange II contenu dans leur alimentation, à raison de 5 jours/semaine pendant 538 jours (correspondant à 71 -95 mg/kg p.c. par jour). Bien que ni le cholangiome ni l'hépatome n'ait été observé chez ces souris, seuls les foies de six des 30 souris traitées ont été examinés au microscope (Cook et al. 1940). Dans la deuxième , des souris (50 de chaque sexe) ont reçu des applications cutanées hebdomadaires non recouvertes d'environ 33 mg/kg p.c. de colorant pendant 18 mois dans la région dorsale (Carson 1984a). Aucune différence dans l'incidence d'une lésion quelconque liée au traitement , néoplasique ou non néoplasique, n'a été rapportée (dont l'incidence de lymphomes qui sont courants chez cette souche).

Lors de plusieurs épreuves d'Ames aérobies in vitroavec ou sans activation métabolique , l'Orange II ne s'est pas révélé mutagène (Garner et Nutman 1977; Chung et al.1981; Miyagoshi et al. 1983; Yamada et al. 1995; Wollny 1999a), mais des résultats hétérogènes ont été observés en présence de conditions réductrices (Zhou et al. 1987; Rastogi et Levin 1996; Rafii et al. 1997). Bien que le colorant ait induit des mutations au locus HPRT (hypoxanthine-phosphoribosyltransférase) dans une lignée cellulaire du lymphoblaste humain métaboliquement compétent, il n'a pas provoqué de mutations au locus TK dans les cellules de lymphomes de souris avec et sans activation métabolique (Rastogi et al. 1991; Wollny 1999b). Les épreuves in vitro sur les dommages à l'ADN et/ou la réparation de l'ADN ont généralement donné des résultats négatifs, sauf dans le cadre d'une étude après incubation dans des conditions réductrices (Mamber et al. 1983, 1984; Gottlieb et al. 2003). In vivo, l'Orange II n'était pas mutagène lors d'épreuves d'Ames sur des échantillons de bile, d'urine ou de matières fécales de rats mâles traités avec 1 000 mg/kg p.c. par gavage (Wever et al. 1989). L'Orange II a aussi donné des résultats négatifs lors d'épreuves du micronoyau sur la moelle osseuse de souris, lors d'une étude menée en suivant les lignes directrices de l'OCDE (Honarvar 2003) et lors d'une étude ne suivant pas ces lignes sur les micronoyaux, les aberrations chromosomiques et les échanges de chromatides sœurs chez le hamster de Chine et trois souches de souris (Wever et al. 1989). Des résultats positifs sur les aberrations chromosomiques ont été observés lors de deux études menées sur la souris , pour lesquelles la pureté de la substance testée n'a pas été indiquée (Prasad et Rastogi 1982b; El-Sherbeny et Ibrahim 1999).

Les produits postulés pour la rupture de la liaison azoïque de l'Orange II sont l'acide 4-aminobenzènesulfonique (n° CAS 121-57-3) et le 1- aminonaphtalène-2- ol (N° CAS 2834-92-6). Les données disponibles sur ces substances indiquent qu'aucune d'elles n'est mutagène (Garner et Nutman 1977; Chung et al. 1981; Freeman et al . 1987; Zeiger et al. 1988; Dillon et al. 1994; Mansour et al. 2009).

Dans l'ensemble, les renseignements disponibles indiquent que l'Orange II n'est pas génotoxique in vivo.

Autres effets sur la santé

Un certain nombre d'études sur divers paramètres ont été identifiées, mais seules les études critiques centrées sur des voies d'exposition pertinentes sont présentées.

Aucune lésion majeure ni histopathologique n'a été observée lors d'une étude par badigeonnage de la peau pour laquelle des souris ont reçu pendant 18 mois des applications cutanées hebdomadaires non recouvertes d'environ 33 mg/kg p.c. de colorant (environ 5 mg/kg p.c. par jour) (Carson 1984a, voir ci-dessus).

Lors d'études avec administration d'Orange II à doses répétées par gavage ou par voie alimentaire, on a observé de façon constante des effets sur la rate et le sang, caractéristiques d'une anémie induite par des amines aromatiques.

Dans le cadre d'une étude de détermination de doses, une hématopoïèse extramédulaire a été observée chez des rats mâles et femelles ayant reçu de l'Orange II (pureté de 90 %) par gavage pendant 14 jours à la dose la plus faible testée (10 mg/kg p.c. par jour). Une augmentation importante des poids absolu et relatif de la rate a été constatée à la dose suivante de 60 mg/kg p.c. par jour. Les paramètres hématologiques n'ont pas été analysés lors de cette étude (Rosner 1999a). Lorsque l'étude de 14 jours par gavage a été répétée avec des doses plus faibles, afin de vérifier les paramètres hématologiques liés à la pathologie de la rate, une augmentation faible, mais statistiquement significative, des niveaux de méthémoglobine a été observée à 10, mais non à 5 mg/kg p.c. par jour, ce qui indique clairement un seuil de dosage du gavage chez le rat. Aucune histopathologie n'a été effectuée lors de cette deuxième étude (Rosner  1999b).

Lorsque les rats mâles ou femelles ont reçu par gavage une dose de 0, 2,5, 5 ou 10 mg/kg p.c. par jour d'Orange II (pureté de 90 %) lors d'une étude de 90 jours, une modification des paramètres hématologiques, notamment une augmentation de la méthémoglobine ainsi que de l'hématopoïèse extramédulaire dans la rate, a été remarquée à des doses modérées et élevées et des corps de Heinz ont été relevés chez une femelle à la dose élevée. Les poids relatifs de la rate chez les mâles avaient augmenté de façon importante à 10 mg/kg p.c. par jour (Hamann et al. 2000). Bien que Hamann et al.(2000) aient considéré la faible dose de 2,5 mg/kg p.c. par jour comme la DSENO, en se basant sur une augmentation négligeable des niveaux de méthémoglobine et du nombre de réticulocytes chez les mâles sans effets simultanés sur la rate, le CSPC (2011b, 2014) a fait remarquer que de légers effets hématologiques précoces étaient déjà observés à cette dose et qu'ils pouvaient être liés à des articles testés. À la dose moyenne de 5 mg/kg p.c. par jour, les niveaux de méthémoglobine (1,5 % chez les mâles et 1,6 % chez les femelles ), bien que statistiquement différents des témoins (0,9 % chez les mâles et 0,8 % chez les femelles, correspondaient encore aux niveaux témoins historiques. Par conséquent, Santé Canada considère la dose de 10 mg/kg p.c. par jour comme la dose minimale avec effet observé (DMEO) pour cette étude, en se basant sur des augmentations faibles, mais statistiquement significatives, de la méthémoglobine (2,6 % chez les mâles et 2,1 % chez les femelles ), sur une augmentation du poids relatif de la rate chez les mâles et sur une augmentation de la gravité et de l'incidence de l'hématopoïèse extramédulaire dans la rate.

Des effets hématologiques, y compris la présence de corps de Heinz, et des effets sur la rate ont également été observés lors de plusieurs études à la dose la plus faible testée (50 à 420 mg/kg p.c. par jour) lorsque des rats mâles étaient exposés à de l'Orange II contenu dans leur nourriture pendant 28 à 90 jours (Rofe 1957; Singh et Khanna 1979; Singh et al.1987).

Les poids relatifs de la rate ont augmenté de façon importante à toutes les doses lors d'une étude sur l'exposition par l'alimentation de 90 jours menée chez le rat. La DMENO était la dose la plus faible testée, à savoir 128 mg/kg p.c. par jour, mais la diminution de la teneur en hémoglobine des globules rouges n'a été observée qu'à la dose élevée de 3770 mg/kg p.c. par jour. La splénomégalie et la prolifération des cellules myéloïdes ont aussi été relevées à la dose élevée (Singh et al. 1987).

Lorsque des rats mâles ont été exposés pendant 300 jours à 0 , 0,5 ou 1 % d'Orange II (correspondant à 0, 250 et à 500 mg/kg p.c. par jour) contenu dans leur nourriture , des modifications importantes des paramètres hématologiques, semblant indiquer une anémie hypochrome normocytaire (diminution de 23 % des globules rouges et diminution de 42 % de l'hémoglobine ), ont été observées à la dose faible (Singh et Khanna 1979). Lors de la même étude, la formation de corps de Heinz a été observée pendant une période de 60 jours d'exposition et il a été montré qu'elle était liée à la dose et à la durée d'exposition. La formation de corps de Heinz (représentant les changements structurels de l'hémoglobine) a été observée à la dose la plus faible de 50 mg/kg p.c. par jour, à partir du 8e jour d'exposition. Une dégénérescence irrégulière des testicules, y compris une desquamation étendue de presque tout l'épithélium séminifère et une dégénérescence vacuolaire, ainsi qu'une desquamation des couches gamétogéniques ont aussi été observées pour la partie chronique de l'étude aux deux doses. Les auteurs de l'étude ont fait remarquer que les effets ne se limitaient pas aux cellules testiculaires productrices d'hormones. Ces effets testiculaires n'ont pas été observés lors d'études par gavage à court terme et sur la toxicité subchronique de l'Orange II (Rosner et al. 1999a, 1999b; Hamann et al. 2000).

Des augmentations des aberrations chromosomiques dans les cellules spermatogoniales en métaphase ont toutefois été signalées lorsque des souris ICR/suisses étaient exposées par voie orale au colorant pendant 180 jours à une dose très élevée (3 000 mg/kg p.c. par jour, ce qui est supérieur à la dose limite de la ligne directrice de l'OCDE). Un agrandissement de la rate et du foie, ainsi qu'une léthargie, ont aussi été rapportés à la DMENO. Une DSENO de 500 mg/kg p.c. par jour a été relevée (Prasad et Rastogi 1982b).

En 2000, Becker et Biedermann ont rapporté une DSENO de 5 mg/kg p.c. par jour pour la toxicité maternelle et une DMENO de 40 mg/kg p.c. par jour pour l'Orange II (pureté de 90 %) lors d'une étude sur la toxicité pour le développement, basées sur une augmentation du poids de la rate maternelle après un gavage à une dose de 0, 5, 40 ou de 320 mg/kg p.c. par jour du 6e au 17e jour de gestation. La dose élevée de 320 mg/kg p.c. par jour a été déterminée comme la DSENO pour la fœtotoxicité (Becker et Biedermann 2000).

Dans l'ensemble, l'Orange II ou ses métabolites modifient l'hémoglobine et on s'attend à ce qu'une exposition répétée pendant une période prolongée entraîne une diminution de l'hémoglobine, une hématopoïèse extramédullaire et une anémie subséquente.

7.2.2.5 Ponceau MX (n° CAS 3761-53-3)

Cancérogénicité et génotoxicité

Des études sur la cancérogénicité chez le rat et la souris ont été relevées, parmi lesquelles beaucoup ont été auparavant examinées par le CIRC (1975a). Le CIRC a classé le Ponceau MX comme substance cancérogène du groupe 2B (« peut-être cancérogène pour l'homme ») (CIRC, 1975a, 1987b). Cependant, la cancérogénicité est uniquement survenue à des doses élevées et elle était secondaire à la toxicité hépatique, laissant donc croire à un mode d'action non génotoxique. Cela est corroboré également par le manque global de mutagénicité et de génotoxicité observé lors d'épreuves de génotoxicité.

7.2.2.6 Tartrazine (n° CAS 1934-21-0)

De nombreuses études sur la cancérogénicité de la tartrazine ont été relevées, et un grand nombre d'entre elles ont été examinées précédemment par le JECFA (1966). Bien qu'aucune augmentation de l'incidence de tumeurs n'ait été observée chez la souris, le rat ou le chien exposé au colorant contenu dans leur alimentation, toutes les études ont été menées avant l'établissement de lignes directrices par l'OCDE. Des études plus récentes ont été recensées et sont décrites brièvement ci-dessous.

Il n'y avait aucune augmentation de l'incidence de néoplasies , du délai d'apparition d'une tumeur ni de différence significative quant à leur emplacement principal ou à leurs caractéristiques histologiques entre les animaux témoins et ceux traités lorsque des souris (60 de chaque sexe par groupe) étaient exposées à 0 , 0,5 , 1,5 ou 5 % de tartrazine (pureté de 90 %; correspondant à 0, 714, 2173 et 8103 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et à 0, 870, 2662 et 9735 mg/kg p.c. par jour pour les femelles ) contenue dans leur alimentation pendant 104 semaines (Borzelleca et Hallagan 1988a).

De même, lorsque des rats étaient exposés au colorant (pureté de 90 %) à des taux de 0 , 0,1, 1 ou 2 % (correspondant à 0, 48, 491 et 984 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et à 0, 58, 589 et 1 225 mg/kg p.c. par jour pour les femelles ) ou à 0 ou 5 % (correspondant à 0 et 2641 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et à 0 et 3348 mg/kg p.c. par jour pour les femelles ) dans leur alimentation durant une phase in utero suivie d'une exposition chronique de 113 à 125 semaines, aucune différence quant à l'incidence des lésions, y compris des tumeurs, n'existait et les lésions mises en évidence étaient des types couramment observées chez des rats vieillissants (Borzelleca et Hallagan 1988b).

Lors d'une autre étude, des rats ont été exposés à de la tartrazine (pureté de 93,4 %) contenue dans leur eau potable à des concentrations de 0 , 1 ou 2 % (correspondant à 0, 1400 et 2800 mg/kg p.c. par jour) pendant 104 semaines, suivies d'une période de rétablissement de 8 semaines (Maekawa et al.1987) La seule augmentation importante de tumeurs observée était une augmentation des mésothéliomes chez les mâles et des polypes du stroma de l'endomètre chez les femelles à la dose faible uniquement. À l'aide d'une analyse statistique ajustée selon l'âge, aucune tendance positive n'a toutefois été notée en ce qui concerne l'occurrence de ces deux tumeurs et aucune différence significative n'a été observée entre les groupes témoins et les groupes traités relativement aux changements hyperplasiques ou prénéoplasiques du mésothéliome ou de l'endomètre. Les auteurs, ainsi que le groupe d'experts de l'EFSA (EFSA  2009b ), ont donc conclu que ces deux types de tumeurs n'étaient pas attribuables à l'administration de la tartrazine.

Aucun changement cancérogène dans la zone gastrique du segment œsophagique-gastroduodénique n'a été observé lors d'une étude pour laquelle des rats mâles étaient exposés à 0 ou 7,5 mg/kg p.c. par jour du colorant contenu dans l'eau potable pendant 46 semaines (Moutinho et al. 2007).

Des études sur la cancérogénicité ont aussi été identifiées pour d'autres voies d'exposition, dont les voies cutanées et sous-cutanées, mais aucune augmentation importante liée au traitement des tumeurs n'a été observée (Price et al. 1978; Carson 1984b; Hazleton Laboratories 1992).

Aucune mutagénicité in vitro n'a été constatée lors d'épreuves d'Ames, avec ou sans activation métabolique, en suivant divers protocoles, y compris dans des conditions réductrices, ou dans des cellules de lymphomes de souris (Brown et al. 1978; Viola et Nosotti 1978; Muzzall et Cook 1979; Bonin et Baker 1980; Haveland-Smith et Combes 1980; Chung et al. 1981; Ishidate et al. 1981, 1984; Brown et Dietrich 1983; De France et al. 1986; Henschler et Wild 1986; Cameron et al. 1987; Münzner et Wever 1987; Prival et al. 1988; Izbirak et al. 1990; Pollastrini et al. 1990; Rafii et al. 1997). Des résultats hétérogènes ont été observés lors d'épreuves d'aberration chromosomique in vitro, et les résultats étaient globalement négatifs pour les dommages à l'ADN ou la réparation de l'ADN (Kada et al. 1972; Zhurkov 1975; Ishidate et al. 1978, 1981, 1984; Au et Hsu 1979; Sankaranarayanan et Murthy 1979; Haveland-Smith et Combes 1980; Kawachi et al.1980; Patterson et Butler 1982; Kornbrust et Barfknecht 1985; Mpountoukas et al. 2010).

Des épreuves de génotoxicité de la tartrazine in vivo ont conduit à des résultats hétérogènes. Des résultats principalement négatifs ont été obtenus lorsque de l'urine ou des matières fécales provenant de rats exposés au colorant par gavage ont été incubées avec des souches TA98 et TA100 de Salmonella typhimurium, respectivement, en présence d'activation métabolique (Henschler et Wild 1985; Münzner et Wever 1987). Des aberrations chromosomiques ont été détectées dans des cellules de la moelle osseuse lorsque des rats mâles ont été exposés à de la tartrazine (pureté inconnue) à des doses de 5-50 mg/kg p.c. par jour, dans leur nourriture, pendant 3, 6 ou 9 mois (Giri et al. 1990 ), mais pas lorsque des hamsters de Chine ont reçu 200 mg/kg p.c. du colorant par gavage lors d'une étude de toxicité aiguë (Renner 1984). Les épreuves d'échange de chromatides sœurs effectuées sur des cellules de la moelle osseuse ont donné des résultats négatifs pour des hamsters de Chine ayant reçu 50 mg/kg p.c. de tartrazine par gavage (Renner 1984), mais ont donné des résultats positifs pour des souris exposées à des doses allant jusqu'à 200 mg/kg p.c. du colorant (pureté inconnue) par injection intrapéritonéale (Giri et al. 1990). La tartrazine n'a pas induit de réparation de l'ADN dans des hépatocytes de rat à une dose de 500 mg/kg p.c. par gavage (Kornbrust et Barfknecht 1985), mais elle a induit une augmentation des dommages à l'ADN liée à la dose dans le côlon de souris mâles exposés à 10, 100 ou 2000 mg/kg p.c. du colorant, mis en évidence au moyen d'une épreuve de Comet (Sasaki et al. 2002). Compte tenu de l'absence de génotoxicité et de la hausse des cellules mitotiques observées lors d'épreuves du micronoyau de l'intestin chez des souris exposées par voie orale à des doses allant jusqu'à 1000 mg/kg p.c ., administrées à deux reprises à des intervalles de 24 heures, et étant donné la présence importante de la tartrazine et de son principal métabolite de type amine aromatique, l'acide 4-aminobenzènesulfonique, parmi les cellules du côlon, les auteurs ont conclu que l'augmentation de la longueur de la queue observée lors des épreuves de Comet représentait un dommage temporaire à l'ADN qui ne pouvait pas être converti en lésions génotoxiques stables et qui pouvait s'expliquer en partie par une cytotoxicité locale du colorant (Poul et al.2009).

Le métabolite prévu suite à la rupture de la liaison azoïque de la tartrazine est l'acide 4-aminobenzènesulfonique (n° CAS 121-57-3). Les données disponibles sur cet acide indiquent qu'il n'est pas mutagène in vitro (Chung et al.1981; Zeiger et al. 1988; Mansour et al.2009).

D'après les renseignements disponibles tirés des études sur la cancérogénicité et la génotoxicité examinées, la tartrazine n'induit pas de néoplasies bénignes ni malignes lors d'études à long terme. La tartrazine et son métabolite primaire ne sont pas mutagènes. Conformément à l'évaluation la plus récente effectuée par une agence internationale (EFSA 2009b), la tartrazine ne devrait pas être cancérogène.

Plusieurs études à court terme, subchroniques et chroniques, ont été examinées par le JECFA (1966) et, plus récemment, par l'EFSA (2009b). Les études clés, ainsi que des études plus récentes, sont résumées brièvement ci-dessous.

Lorsque des rats (15 de chaque sexe par groupe) étaient exposés dans leur alimentation à de la tartrazine à des concentrations de 0 , 0,03 , 0,3 ou 1,5 % (correspondant à 0, 15, 150 ou 750 mg/kg p.c. par jour) pendant 64 semaines, aucun effet lié au traitement n'a été observé à la dose la plus élevée testée (Mannell et al. 1958). Le JECFA a utilisé la dose la plus élevée de cette étude comme DSENO afin d'établir sa DJA (JECFA, 1966).

Lors d'études menées en suivant les lignes directrices de l'OCDE, des souris et des rats ont été  exposés à de la tartrazine (pureté de 90 %) pendant environ 2 ans par l'intermédiaire de leur alimentation. Lors de l'étude sur les souris, pour laquelle les animaux étaient exposés à 0, 0,5, 1,5 ou 5 % de colorant pendant 104 semaines, la dose la plus élevée testée (correspondant à 8103 et à 9735 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et les femelles, respectivement) a été définie comme la DSENO (Borzelleca et Hallagan 1988a). L'étude sur les rats comprenait aussi une phase in utero suivie d'une exposition chronique de 113 à 125 semaines. Les rats étaient exposés au colorant à des taux de 0 , 0,1 , 1 ou 2 % ou à un taux de 0 ou 5 %. Une dose sans effet observé (DSEO) de 2 % et une dose minimale avec effet observé (DMEO) de 5 % ont été déterminées en se basant sur une diminution significative du poids corporel, sur une consommation d'aliments sensiblement élevée et sur une hausse de l'incidence de deux lésions non néoplasiques (minéralisation des tissus rénaux et des artérites pancréatiques) chez les deux sexes, ainsi que sur une augmentation du poids de la thyroïde chez les femelles, au sacrifice intermédiaire. Selon les auteurs de l'étude, d'après les données combinées tirées des phases in utero et à long terme de l'étude, ces doses dans les aliments correspondent à 984 et à 2641 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et à 1225 et 3 348 mg/kg p.c. par jour pour les femelles (Borzelleca et Hallagan 1988b). La DJA de Santé Canada a été calculée à partir de la DSENO de 2 % de tartrazine contenue dans la nourriture (convertie en une dose de 850 mg/kg p.c. par jour, d'après les données tirées uniquement de la phase à long terme de l'étude , publiée plus tard sous l'intitulé Borzelleca et Hallagan 1988b) (mémorandum de 1986 de la Section d'évaluation toxicologique de Santé Canada à la Section des additifs et des contaminants alimentaires de Santé Canada; source non référencée).

Lors d'une étude plus récente, des augmentations significatives du nombre d'éosinophiles et de lymphocytes dans la muqueuse de l'antre pylorique a été observée chez des rats mâles exposés au colorant par l'intermédiaire de l'eau potable à une concentration de 0 ou de 7,5 mg/kg p.c. par jour pendant 46 semaines (Moutinho et al. 2007). Ces effets n'étaient toutefois pas jugés systémiques et les observations étaient limitées au segment œsophagique-gastroduodénique des animaux.

Dans le cadre d'une étude de détermination de doses pour laquelle des rats ont reçu de la tartrazine dans l'eau potable pendant 13 semaines, le poids de leur foie avait considérablement diminué à une dose de 3500 mg/kg p.c. par jour, mais pas à une dose de 1750 mg/kg p.c. par jour (Maekawa et al.1987).

Lors d'une étude de toxicité subchronique orale et de deux études de toxicité orale à court terme, des rats ont été exposés à trois doses différentes du colorant, allant de 5 à 500 mg/kg p.c. par jour. Bien que des changements de poids corporel, des marqueurs biochimiques et de l'histopathologie aient été décrits, le type d'effet n'était pas toujours identique et ne laissait pas supposer d'effets biologiques importants liés au traitement. De plus, les trois études ont été jugées inadéquates pour une utilisation dans une évaluation des risques en raison du plan d'étude médiocre et des détails limités sur les méthodes, dont la pureté de la substance testée (Amin et al. 2010; Himri et al. 2011; Abd El-Wahab et Moram 2013).

Aucun signe de toxicité systémique liée au traitement n'a été observé chez des souris exposées par voie cutanée à de la tartrazine (pureté de 92 %), deux fois par semaine, pendant 18 mois, à une dose journalière équivalente de 0 ou 8,1 mg/kg p.c. (Carson 1984b; Hazleton Laboratories 1992).

À l'exception d'une étude, aucune toxicité pour la reproduction n'a été constatée chez des rats et des souris exposés par voie orale au colorant durant la gestation ou jusqu'à deux mois avant l'accouplement, les valeurs DSENO allant de 608 à 3348 mg/kg p.c. par jour (Borzelleca et Hallagan 1988b; Collins et al. 1991, 1992; Tanaka 2006b; Tanaka et al.2008). Lors d'une étude, une DMENO de 5541 mg/kg p.c. par jour a été relevée, basée sur des effets sur les testicules et les spermatozoïdes, lorsque des souris mâles recevaient 0 , 0,1 , 1 ou 2,5 % (correspondant à 0, 174, 1768 et 5541 mg/kg p.c. par jour) du colorant (pureté de 87 %) contenu dans l'eau potable pendant 13 semaines. Cependant, le nombre d'animaux dans les groupes traités et témoins (n = 6) était trop faible pour permettre de détecter avec précision un effet sur la fertilité (Mehedi et al. 2009).

Lors de plusieurs études, aucun effet sur les paramètres de développement n'a été observé. Lorsque des rats ont été exposés à de la tartrazine (pureté de 93 %) à une dose de 0, 60, 100, 200, 400, 600 ou de 1000 mg/kg p.c. par jour par gavage ou par l'intermédiaire de l'eau potable à un taux de 0 , 0,05 , 0,1 , 0,2 , 0,4 ou 0,7 % (correspondant à 0, 67, 132, 292, 568 et à 1064 mg/kg p.c. par jour) pendant leur gestation, aucun effet lié à la dose sur le nombre et le type d'implantations ou sur la viabilité fœtale, la taille ou le développement squelettique et viscéral n'a été observé (Collins et al. 1990, 1991, 1992).

Lors d'une étude sur deux générations, des souris (10 de chaque sexe par groupe) ont été exposées à 0 , 0,05 , 0,15 ou 0,45 % (correspondant à 0, 83, 259 et à 773 mg/kg p.c. par jour) de tartrazine (pureté de 85 %) dans leur alimentation à partir de l'âge de cinq semaines pour la génération F0 et jusqu'à l'âge de neuf semaines pour la génération F1 (Tanaka 2006b). Plusieurs paramètres comportementaux étaient touchés, notamment une accélération du redressement en fonction de la surface liée à la dose au jour 4 après la naissance, mais pas au jour 7 après la naissance, chez les mâles de la génération F1, une réduction du nombre de mouvements exploratoires liée à la dose des mâles de la génération F1 à 21 jours par rapport aux groupes témoins et une géotaxie négative retardée au jour 4 chez les femelles de la génération F1. Ces changements n'étaient observés que pour un sexe et n'étaient pas uniformes au fil du temps.

Certains paramètres neurocomportementaux ont aussi été affectés lors d'une étude de suivi sur trois générations pour laquelle des souris étaient exposées aux mêmes doses de tartrazine dans leur alimentation à partir de cinq semaines pour la génération F0 jusqu'à neuf semaines pour la génération F2. Pour la génération F1, la direction de nage (indiquant un mouvement coordonné) a été accélérée chez les mâles et le redressement en fonction de la surface a été retardé chez les femelles au septième jour après la naissance. Les deux effets étaient fortement liés à la dose lors d'un test de tendance. Pour la génération F2, la direction de nage chez les mâles et le redressement en fonction de la surface chez les femelles ont été accélérés au septième jour après la naissance (direction opposée par rapport à celle observée à la génération F1 chez les femelles) et l'orientation olfactive chez les mâles a été accélérée au 14e jour après la naissance. Les effets chez les mâles étaient fortement liés à la dose lors de tests de tendance au 7e jour après la naissance et au 14e jour après la naissance. De plus, l'activité exploratoire au 21e jour après la naissance a été réduite chez les mâles des générations F1 et F2. Les effets étaient fortement liés à la dose lors d'un test de tendance, pour ces deux générations (Tanaka et al.2008).

Bien que les études de Tanaka (2006b) et de Tanaka et al. (2008) aient été bien menées, le groupe d'experts de l'EFSA n'a pas partagé l'avis des auteurs selon lesquels tout développement neurocomportemental était touché, compte tenu de l'absence d'une relation dose-réponse pour beaucoup des effets et du fait que les effets n'ont été observés qu'à un moment donné, dans seulement une des deux études ou uniquement pour une des deux générations (EFSA 2009b). Le groupe d'experts a également fait remarquer que les portées n'étaient pas sélectionnées pour correspondre à une taille uniforme le jour de la naissance et que les auteurs ne précisaient pas dans leurs analyses statistiques si des portées ou différents petits étaient utilisés pour représenter la variable indépendante. Ces deux facteurs auront probablement une incidence importante sur les résultats et sur l'interprétation de ces résultats. La méthode pour tester l'activité exploratoire n'a pas pris en considération la possibilité d'accoutumance avec le temps pendant chaque période de test ou le schéma biphasique du développement locomoteur normal au cours des trois premières semaines de vie. De plus, certains résultats statistiquement significatifs provenant des deux études révèlent un développement neurologique plus rapide, possiblement lié à un poids corporel plus élevé des petits, et ils ne devraient donc pas être considérés comme des effets indésirables. Dans l'ensemble, Santé Canada partage les réserves de l'EFSA au sujet des effets neurocomportementaux décrits par les auteurs.

Il existe une littérature substantielle, dont des essais cliniques, des études sur des sujets volontaires et des rapports de cas individuels, dans laquelle des réactions nocives à la tartrazine présente dans les médicaments ou la nourriture ont été observées. Il est reconnu que , pour une petite proportion de la population générale, l'exposition alimentaire à la tartrazine peut être associée à une intolérance individuelle (EFSA 2009b; FDA 2013).

7.2.2.7 Quarante-six autres substances

Cancérogénicité et génotoxicité

Pour les 14 autres colorants acides monoazoïques, ainsi que pour tous les 24 colorants acides disazoïques et huit polyazoïques visés par la présente évaluation, aucune donnée sur la cancérogénicité ou sur la génotoxicité in vivon'a pu être identifiée. Des données limitées sur la génotoxicité in vitro, dont des épreuves d'Ames dans des conditions réductrices, ont été recensées pour 12 substances. Tel qu'indiqué dans le tableau 7-11, six substances se sont avérées être non mutagènes lors de l'épreuve d'Ames, en présence ou en l'absence de conditions réductrices, quatre substances étaient mutagènes pour une ou les deux souches testées (TA98 et TA100) uniquement dans des conditions réductrices, et deux substances étaient mutagènes en présence ou en l'absence de conditions réductrices (ILS 2011, 2012; BioReliance 2012). Quatre substances donnaient des résultats négatifs pour les dommages à l'ADN ou la réparation de l'ADN lors d'épreuves SOS/umu (Kosaka et Nakamura 1990; Nakamura et al. 1993).

Une recherche bibliographique a été effectuée pour répertorier les données empiriques sur la cancérogénicité et la génotoxicité des métabolites de type amine aromatique postulés pour lesquels il existait un n° CAS. Les données empiriques disponibles sur des métabolites de type amine aromatique sulfonée spécifiques sont cohérentes avec l'absence générale d'effets génotoxiques des amines aromatiques sulfonées. Pour les métabolites de type amine aromatique non sulfonée, des données limitées sur la cancérogénicité et la génotoxicité ont été recensées.

Après la rupture de ses liaisons azoïques, un colorant acide disazoïque (n° CAS 75949-73-4) peut libérer l'amine aromatique EU22, la 4,4'-méthylènedianiline (MDA) (n° CAS 101-77-9), qui est considérée comme étant mutagène et cancérogène (OCDE 2002).

Deux colorants acides disazoïques qui pourraient libérer de l'aniline (n° CAS 62-53-5) ont été identifiés. L'aniline a déjà été évaluée par Santé Canada (2011b). La génotoxicité de l'aniline lors de diverses épreuves biologiques in vitro ou in vivo était hétérogène, mais était généralement observée uniquement à des doses élevées. Lors d'études sur la cancérogénicité, l'aniline a induit un rare spectre de tumeurs dans la rate de rats Fischer 344 mâles à des concentrations très élevées, concentrations auxquelles des effets massifs observés sur le sang et la toxicité non néoplasique de la rate dus à une méthémoglobinémie profonde ont été observés. Bien que l'on ne comprenne pas entièrement le mode d'action de la cancérogénicité potentielle de l'aniline, le mécanisme sous-jacent de tumeurs de la rate associées à l'aniline favorise un mode d'action non génotoxique (Santé Canada 2011b).

Outre ces deux amines, aucun autre métabolite de type amine aromatique libéré par les 52 colorants acides azoïques n'a été classé relativement au cancer par un organisme national ou international ou en s'appuyant sur des données empiriques indiquant un effet cancérogène chez des animaux de laboratoire.

Ci-après, nous fournissons des renseignements supplémentaires sur les produits de la rupture des liaisons azoïques (amines aromatiques) de 13 colorants acides azoïques auxquels la population générale du Canada devrait être exposée et pour lesquels on manque de données sur les effets sur la santé (5 colorants monoazoïques, 5 colorants disazoïques et 3 colorants polyazoïques). Ces renseignements figurent également dans le tableau 7-11.

Les colorants acides monoazoïques portant les n° CAS 71873-51-3 et 84962-50-5 ne libèrent que des amines aromatiques sulfonées. Ils ne sont donc pas susceptibles d'être mutagènes. Bien qu'aucune donnée n'ait été recensée sur les amines aromatiques non sulfonées de l'Acid Red 138, le colorant lui-même était non mutagène lors d'épreuves d'Ames, dans des conditions réductrices ou normales. Les colorants acides monoazoïques Acid Red 6 et portant le n° CAS 70210-05-8 libèrent chacun une amine aromatique non sulfonée sur laquelle il n'y a aucune donnée et, par conséquent, la confiance accordée à la prévision de mutagénicité nulle de ces substances est moindre.

Quatre colorants acides disazoïques libèrent une même amine aromatique non sulfonée , la naphtalène-1,4- diamine (n° CAS 2243-61-0 ), qui est mutagène chez des bactéries. Un des colorants contenant la structure de la naphtalène-1,4- diamine (n° CAS 70210-06-9) s'est avéré mutagène lors d'épreuves d'Ames uniquement dans des conditions réductrices, ce qui suggère que ce métabolite pourrait induire la mutagénicité du colorant parent. Cependant, deux des colorants (Acid Black 24 et Acid Blue 113) ont donné des résultats positifs lors d'épreuves d'Ames dans des conditions normales ou réductrices, et un colorant (Acid Black 26) a donné des résultats négatifs en présence et en l'absence de conditions réductrices. Par conséquent, on ne sait pas si la mutagénicité de certains de ces colorants lors d'épreuves d'Ames est réellement due à la libération de la naphtalène-1,4- diamine ou à certaines autres voies d'activation. Des données sur des paramètres autres que la mutagénicité bactérienne ne sont pas disponibles pour la naphtalène-1,4- diamine.

Un colorant acide disazoïque (Acid Orange 33) pourrait libérer deux amines aromatiques non sulfonées, le 4-aminophénol (n° CAS 123-30-8) et une amine sans N° CAS. L'Acid Orange 33 s'est avéré mutagène lors d'épreuves d'Ames uniquement dans des conditions réductrices, ce qui pourrait être dû à la libération d'une de ces amines. Cependant, le 4-aminophénol donne généralement des résultats négatifs lors d'épreuves de mutagénicité bactérienne sur les souches TA98 et TA100, les souches testées pour l'Acid Orange 33, et il est jugé clastogène, mais non mutagène (CSPC  2005; OCDE 2010). Il est possible que la mutagénicité observée pour l'Acid Orange 33 dans des conditions réductrices soit due à la libération du métabolite inconnu.

Trois colorants acides polyazoïques libèrent un même métabolite de type amine aromatique non sulfonée (le dichlorhydrate de 4,6- diaminobenzène-1,3-diol, N° CAS 16523-31-2). Aucune donnée sur ce métabolite n'est disponible. Deux de ces trois colorants acides polyazoïques libèrent également deux mêmes autres métabolites de type amine aromatique non sulfonée : la 4-nitroaniline (n° CAS 100-01-6) et le 2-amino-4,6-dinitrophénol (n° CAS 96-91-3 ). Ces deux  métabolites ne devraient pas être génotoxiques in vivo (Becker et al. 2009; EPA 2009). Un des colorants acides polyazoïques (n° CAS 68155-63-5) donne des résultats positifs lors d'épreuves d'Ames dans des conditions normales ou réductrices. On ignore donc si la mutagénicité est induite par le rejet d'un métabolite de type amine aromatique mutagène ou par certaines autres voies d'activation.

Dans l'ensemble, bien que certains de ces 13 colorants acides azoïques puissent être mutagènes in vitro, les renseignements disponibles n'indiquent pas qu'ils seraient mutagènes in vivo ou carcinogènes par la suite.

Autres effets sur la santé

Aucune donnée sur des paramètres pertinents n'a pu être identifiée pour aucun autre colorant acide azoïque auquel la population générale du Canada devrait être exposée.

Considérations ayant trait à des lectures croisées

En raison des données limitées disponibles sur ces 46 substances, la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013) a été utilisée en tant qu'application d'une approche R(Q)SA pour rechercher des substances apparentées sur lesquelles on aurait des données sur la toxicité à doses répétées, y compris la cancérogénicité , afin de compléter la base de données sur les effets sur la santé. Ce sous-groupe ne contenant que des colorants acides azoïques non benzidiniques, les substances à base de benzidine ont été exclues. La recherche de groupes fonctionnels a été faite pour le groupe acide sulfonique (avec des sels métalliques appropriés pour supprimer les pigments) et le groupe azoïque. En plus des six substances traitées précédemment dans la présente section de la présente évaluation, onze substances apparentées ont été identifiées. Neuf de celles-ci sont des colorants acides monoazoïques et deux des colorants acides disazoïques. Toutes renferment une structure simple d'analine substituée ou de naphtalène substitué. Pour cinq de ces onze substances , tous les éléments amines aromatiques sont sulfonés, et pour les six autres on retrouve des éléments sulfonés et non sulfonés. Les structures de ces analogues sont présentées dans les tableaux 2-8 et 2-9, et certaines de leurs propriétés physiques et chimiques sont données à l'annexe A.

Pour sept des onze substances identifiées, il existe des données dans la Base de données sur le potentiel carcinogène (BDPC 2011) ou dans la base de données de l'Institut Supérieur de Santé sur la cancérogénicité et la mutagénicité (ISSCAN 2012). Cinq de ces 11 substances (n° CAS 1936-15-8, 2519-30-4, 2783-94-0, 3567-69-9 et 4553-89-3) ont été identifiées comme donnant des résultats négatifs lors d'épreuves biologiques sur le cancer par voie orale. Les estimations du potentiel carcinogène ont été identifiées pour deux substances : le n° CAS 4548-53-2 (Ponceau SX) et le n° CAS 3564-09-8 (Ponceau 3R) (BDPC 2011). Cependant, dans un examen du Ponceau SX réalisé par le CIRC , il est décrit comme donnant des résultats négatifs pour la cancérogénicité chez le rat, la souris ou le chien (CIRC 1975d, 1987a), et les estimations du potentiel carcinogène du Ponceau 3R (LTD10 de 47 mg/kg p.c. par jour chez le rat) étaient basées sur une étude que le CIRC jugeait inadéquate pour l'évaluation (CIRC, 1975c, 1987d). Dans l'ensemble, il n'existe aucune preuve solide suggérant que la cancérogénicité est un effet critique de ces sept substances.

Tel que décrit précédemment dans la présente section de l'évaluation, des données sur la cancérogénicité étaient disponibles pour quatre colorants acides monoazoïques de ce sous -groupe . Les données disponibles sur trois colorants acides azoïques (amarante, tartrazine et nouvelle coccine; tous des colorants acides monoazoïques) indiquent clairement que la cancérogénicité et la génotoxicité ne sont pas des paramètres préoccupants pour ces substances, tandis que le Ponceau MX est possiblement cancérogène avec un mode d'action non génotoxique. Pour l'Orange II et le jaune métanile, bien qu'aucune donnée pertinente sur la cancérogénicité n'ait pu être identifiée, ces substances ne devraient pas être mutagènes in vivo.

Toutes les substances pour lesquelles des données sur la cancérogénicité ont été identifiées (y compris six substances de ce sous-groupe et sept autres) ont des structures (au moins une liaison azoïque et au moins un groupe sulfonate) et des propriétés physicochimiques similaires (solubilité dans l'eau, coefficient de partage octanol-eau [Koe] très faible et pKa élevé). Cependant, il existe d'autres paramètres qui varient grandement, plus particulièrement la présence et la position de divers groupes fonctionnels . En général, l'absence de potentiel de cancérogénicité pour la plupart des colorants azoïques sulfonés non benzidiniques et qui ont fait l'objet d'épreuves biologiques sur des animaux vient appuyer l'idée selon laquelle les substances de ce sous-groupe ne devraient pas être des substances cancérogènes génotoxiques.

Des niveaux avec effet non cancérogène par voie orale ont été identifiés pour huit substances au moyen de la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013 ). La dose minimale avec effet identifiée correspondait au n° CAS 3734-67-6 (Acid Red 1). La DMEO de 46 mg/kg p.c. par jour était basée sur des effets sur la rate chez des rats ayant reçu de l'Acid Red 1 dans leur alimentation pendant deux ans (Munro et al. 1996). Les doses avec effet des sept autres substances allaient de 64 à 3700 mg/kg p.c. par jour et les effets étaient classés comme suit : « effets non spécifiques », changements du poids des organes et changements de poids corporel.

Les données sur la toxicité à doses répétées pour quatre colorants acides monoazoïques de ce sous-groupe sont décrites dans les sections précédentes. La dose minimale avec effet par voie orale est une DMEO de 10 mg/kg p.c. par jour, d'après des effets sur la rate et le sang observés lors d'une étude de toxicité orale subchronique de l'Orange II par gavage, pour laquelle un des métabolites de type amine aromatique n'est pas sulfoné. À l'inverse, une toxicité bien plus faible a été observée pour les trois autres colorants acides monoazoïques, l'amarante, la nouvelle coccine et la tartrazine, qui toutes renferment au moins un groupe sulfonate d'un côté ou de l'autre de la liaison azoïque. Les niveaux d'effets critiques pour l'amarante et la nouvelle coccine étaient basés sur les effets sur les reins aux doses de 250 et de 325 mg/kg p.c. par jour, respectivement, et le niveau d'effets critique pour la tartrazine était beaucoup plus élevé, 2600 mg/kg p.c. par jour. Lors d'études avec administration par voie cutanée, aucun effet néoplasique ou non néoplasique n'a été observé chez la souris lorsque de l'amarante ou de l'Orange II était appliquée une fois par semaine ou lorsque de la tartrazine était appliquée deux fois par semaine, à une dose approximative de 5 -8 mg/kg p.c. par jour.

Les effets les plus sensibles déterminés pour ces colorants acides azoïques étaient hématologiques, y compris une augmentation de la méthémoglobine, des preuves d'hémolyse et des effets subséquents sur la rate , et devraient être dus à un ou plusieurs métabolites de type amine aromatique non sulfonée libérés suite à la réduction de la liaison azoïque. Il s'agit d'un mécanisme de toxicité bien connu pour l'aniline et d'autres amines aromatiques non sulfonées (Neumann 2005, 2010; CIRC 2010; Santé Canada 2011). Pour l'Orange II, spécifiquement, l'hématotoxicité observée devrait être due à la libération du 1-aminonaphtalène-2-ol et non à l'autre métabilite libéré, l'acide 4-aminobenzènesulfonique. Ceci est une hypothèse raisonnable puisque les résultats de ce type ayant trait à l'hématologie n'est pas été observés lors des études de toxicité de la tartrazine (voir la section 7.2.2.6) pour lesquelles un métabolisme in vivo presque complet de l'acide 4-aminobenzènesulfonique est attendu suite à une exposition par voie orale (EFSA 2009b). De plus, une toxicité similaire pour les globules rouges et des réponses connexes dans la rate sont observées suite à une exposition par voie orale au naphtalène-2-ol, un pigment structurellement apparenté, pour lequel la libération du métabolite 1-aminonaphtalène-2-ol est également considérée responsable de ces effets (Environnement Canada, Santé Canada 2015). En se basant sur l'hypothèse à l'effet que l'hématotoxicité de l'Orange II est due à la libération du 1-aminonaphtalène-2-ol, le niveau d'effet de l'amine elle -même serait dans la gamme de 5 mg/kg p.c. par jour par gavage (basé sur une masse moléculaire d'environ la moitié et sur une rupture de la liaison à 100%).

Comparativement, la DMENO critique pour le calcul de la dose journalière admissible (DJA) pour l'aniline était de 7,5 mg/kg p.c. par jour (Santé Canada 2011). Un des métabolites de type amine aromatique postulé pour l'Acid Red 1 est l'aniline, et l'observation d'effets sur la rate correspond à un mode d'action semblable à celui de l'aniline en ce qui concerne la toxicité. L'aniline ayant une masse moléculaire représentant environ 20 % de celle de l'Acid Red 1, la DMENO de 46 mg/kg p.c. par jour pour le colorant parent serait comparable à environ 8,5 mg/kg p.c. par jour d'aniline (en supposant une rupture de liaison totale). La DMEO la plus faible relevée dans la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013) pour les amines aromatiques était de 6 mg/kg p.c. par jour.

D'après les données disponibles sur la toxicité des colorants acides azoïques , et si l'on tient compte des effets potentiels d'une quelconque amine aromatique non sulfonée libérée (s'il y a lieu), aucune substance de ce sous-groupe ne devrait avoir un niveau avec effet inférieur à la DMEO de 10 mg/kg p.c. par jour déterminée pour l'Orange II lors d'une étude de 90 jours par gavage menée chez le rat. Il serait bon de noter que ce niveau d'effet du pire cas ne devrait pas s'appliquer directement aux colorants acides azoïques possédant un substituant solubilisant de chaque côté de la ou des liaisons azoïques, puisque les amines aromatiques sulfonées libérées ne devrait pas conduire à l'hématotoxicité typique observée avec les amines aromatiques non sulfonées.

7.2.3 Incertitudes liées à l'évaluation des effets sur la santé

Les renseignements disponibles permettant de déterminer la rupture réductrice de la liaison azoïque pour ce sous-groupe sont jugés modérément fiables à très fiables. Le potentiel de rupture réductrice pour bon nombre de substances et de groupes structurellement similaires est basé sur plusieurs types d'éléments de preuve. Tous les colorants acides azoïques visés par la présente évaluation devraient libérer des amines aromatiques suite à la rupture réductrice de leurs liaisons azoïques. Le niveau de confiance est le plus élevé pour les colorants acides monoazoïques , étant donné que des données in vivo, y compris l'identification des métabolites, étaient disponibles pour plusieurs substances. La libération d'amines aromatiques individuelles à partir de colorants acides disazoïques et polyazoïques est moins fiable, car seules des données in vitro sur certaines substances étaient disponibles, et les taux de rupture relatifs de plusieurs liaisons azoïques sont inconnus. En général, le niveau de confiance dans les données croisées pour les substances sans données empiriques est élevé, car elles ont été regroupées en fonction de leurs utilisations, de leurs propriétés et de leurs structures similaires.

Des données sur les effets sur la santé ne sont disponibles que pour un nombre limité de substances. Pour la majorité des substances de ce sous-groupe, des données croisées déduites à partir d'analogues sont utilisées pour caractériser les effets potentiels sur la santé . Le niveau de confiance dans les données croisées sur des substances individuelles varie en fonction des différences entre les propriétés, y compris la taille moléculaire, la présence et la position de groupes fonctionnels. Cependant, en l'absence d'autres données, on considère que les niveaux d'effet critique pour les substances du sous-groupe des colorants acides azoïques se situent dans la gamme établie pour d'autres colorants azoïques sulfonés pour lesquels on dispose de données sur des paramètres non cancérogènes.

La pureté des colorants était souvent faible ou non rapportée dans les études de toxicologie. Les impuretés présentes dans la substance testée, y compris les amines aromatiques, pourraient contribuer aux effets sur la santé observés lors de certaines études. Il se peut qu'il existe des différences importantes dans les quantités et les types d'impuretés présentes lors de ces études de toxicologie, ce qui pourrait conduire à des réponses variables.

7.3 Caractérisation des risques

Pour la population générale au Canada , les milieux de l'environnement ne sont pas considérés comme des sources importantes d'exposition aux colorants acides azoïques. L'exposition de la population générale du Canada aux 17 colorants acides azoïques due aux aliments ou à l'utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été déterminée. L'alimentation est considérée comme la principale source d'exposition à la tartrazine et à l'amarante. L'exposition non alimentaire par l'intermédiaire de produits cosmétiques ou de drogues sans prescription à l'interface cosmétiques/drogues a été déterminée pour la tartrazine et celle due aux produits cosmétiques pour l'amarante, la nouvelle coccine et l'Orange II . Pour l'Acid Black 24, l'Acid Black 26, l'Acid Blue 113, le n° CAS 70210-25-2, l'Acid Orange 33, l'Acid Red 6, l'Acid Red 138, le n° CAS 68155-63-5, le n° CAS 70210-05-8, le n° CAS 70210-06-9, le n° CAS 70210-34-3, le n° CAS 71873-51-3 et le n° CAS 84962-50-5, la principale source d'exposition est l'utilisation de produits textiles et/ou en cuir.

La cancérogénicité n'est pas considérée comme un paramètre clé préoccupant dans le cas de l'amarante, de la tartrazine et de la nouvelle coccine, d'après les données empiriques disponibles sur les effets sur la santé. De plus, bien qu'aucune donnée pertinente sur la cancérogénicité n'ait été recensée pour l'Orange II, ce dernier ne devrait pas être génotoxique in vivo. Pour ces quatre colorants acides azoïques, la base de données toxicologique est suffisante pour pouvoir calculer des marges d'exposition (ME) individuelles pour les paramètres non cancérogènes.

7.3.1. Amarante (n° CAS 915-67-3)

L'exposition à l'amarante de la population générale au Canada est principalement due à l'alimentation et à l'utilisation de cosmétiques. Pour la population générale, il a été estimé que l'apport habituel moyen dû aux aliments allait de 0,01 mg/kg p.c. par jour (personnes âgées) à 0,21 mg/kg p.c. par jour (tout-petits et enfants), tandis que les estimations du 90^e centile allaient de 0,04 mg/kg p.c. par jour (personnes âgées) à 0,54 mg/kg p.c. par jour (tout-petits).  Les estimations du risque associé aux scénarios de limite supérieure d'exposition aux cosmétiques (c.-à-d. dentifrice, baume pour les lèvres, rouge à lèvres et crème hydratante corporelle) pour l'amarante sont présentées dans le tableau 7-12.

L'effet critique de l'amarante a été déterminé comme étant la calcification rénale et l'hyperplasie. La DMENO établie lors d'une étude de toxicité chronique par voie alimentaire chez le rat était de 250 mg/kg p.c. par jour , la DSENO de 50 mg/kg p.c. par jour (Butler et Conning 1983; Clode et al. 1987). Le JECFA et Santé Canada ont tous deux établi une DJA de 0,5 mg/kg p.c. par jour en se basant sur cette DSENO et un facteur d'incertitude de 100 (JECFA 1984; mémorandum de 2014 de la Division de l'évaluation du danger des produits chimiques pour la santé de Santé Canada présenté au Bureau d'innocuité des produits chimiques de Santé Canada; source non référencée).

Lors d'une étude de toxicité subchronique par voie alimentaire chez le rat destinée à mieux comprendre les effets sur les reins, une DSENO de 80 mg/kg p.c. par jour et une DMENO de 1 250 mg/kg p.c. par jour ont été déterminées (Clode et al. 1987). Les auteurs ont souligné que la calcification rénale ne touchait que les rats dont les reins avaient déjà subi des changements séniles et que l'hyperplasie était focale et associée à la minéralisation, laissant ainsi supposer un effet irritant. Ils ont également observé que les rats femelles étaient plus sensibles que les mâles en raison de la minéralisation induite par les œstrogènes (Clode et al. 1987).

Lors d'une étude sur la toxicité pour le développement menée chez le rat, une DMENO de 30 mg/kg p.c. par jour et une DSENO de 15 mg/kg p.c. par jour ont été définies en se basant sur une augmentation significative des résorptions (Collins et McLaughlin 1972). Cependant, cet effet n'a pas été observé lors de plusieurs autres études sur la toxicité pour le développement chez le rat, pour lesquelles les DSENO allaient de 150 à 2 000 mg/kg p.c. par jour (en général les doses testées les plus élevées). Aucun autre effet de la toxicité pour la reproduction ou le développement n'a été constaté lors d'un certain nombre d'études, y compris une étude sur deux générations et sur trois générations chez le rat (FDRL 1972; Burnett et al. 1974; Keplinger et al. 1974; Khera et al. 1974; Collins et al. 1975a, b, 1976a, b; Holson et al. 1976; Keplinger et al. 1976; Willes et al. 1980; Clode et al. 1987). Des DSENO pour la toxicité pour le développement basées sur la dose la plus élevée testée ont aussi été déterminées pour la souris (100 mg/kg p.c. par jour), le lapin (15 mg/kg p.c. par jour) et le chien (90 mg/kg p.c. par jour) (Keplinger et al. 1974; Larsson 1975; Mastalski et al. 1975). Compte tenu de tous les éléments de preuve de la base de données toxicologique, y compris l'absence d'effets nocifs constatée lors de toutes les autres études sur le développement et la reproduction chez le rat à des doses bien plus élevées que la DMENO établie par Collins et McLaughlin (1972), et étant donné l'absence d'effets nocifs lors d'études sur le développement chez la souris, le lapin ou le chien, la DSENO indiquée dans l'étude de Collins et McLaughlin (1972) n'a pas été utilisée comme niveau d'effet critique pour la caractérisation des risques.

L'estimation de l'exposition alimentaire au 90^e centile due à l'alimentation chez les tout-petits (de 6 mois à 4 ans) est légèrement supérieure (0,54 mg/kg p.c. par jour) à la DJA (0,5 mg/kg p.c. par jour). Toutefois, cet apport estimé chez les tout-petits ne constitue pas une source de préoccupation en matière de santé étant donné la nature prudente de l'estimation de l'exposition, le très faible dépassement de la DJA et la période de la vie relativement courte au cours de laquelle ce dépassement déterminé de façon prudente pourrait se produire chez l'humain. En outre, le paramètre toxicologique retenu (calcification rénale) a été observé seulement chez les rats âgés après une exposition à l'amarante pendant toute la durée de vie, et il ne s'agit pas d'un état connu pour se manifester chez les tout-petits.

La comparaison des apports habituels moyens d'amarante estimés pour les aliments, modélisés en se basant sur les niveaux de consommation maximum actuels identifiés, avec le niveau d'effet critique (DSENO chronique de 50 mg/kg p.c. par jour) conduit à des ME allant de 240 (tout-petits et enfants) à 5000 (personnes âgées). Cette gamme de ME est considérée adéquate pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

La comparaison des estimations limites supérieures pour l'exposition par voie orale ou cutanée à l'amarante due à l'utilisation de cosmétiques avec le niveau d'effet critique conduit à des ME allant de supérieur(e) u égal(e) à 740 à supérieur(e) u égal(e) à 50 000, qui sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

7.3.2 Nouvelle coccine (n° CAS 2611-82-7)

L'exposition de la population générale du Canada à la nouvelle coccine est due principalement à l'utilisation de cosmétiques. Les estimations du risque associé la nouvelle coccine lors de scénarios d'exposition limite supérieure aux cosmétiques (p.  ex. crèmes hydratantes corporelles et conditionneurs pour cheveux à vaporiser) sont présentées dans le tableau 7-13.

Le niveau avec effet critique pour la nouvelle coccine est une DSENO de 65 mg/kg p.c. par jour (0,05 % dans l'alimentation) basée sur une glomérulonéphrose et une faible anémie à la DMENO de 325 mg/kg p.c. par jour (0,25 % dans l'alimentation) obtenue lors d'une étude de 82 semaines par voie alimentaire chez la souris (Mason et al. 1974). L'EFSA (2009a) a retenu une dose de 70 mg/kg p.c. par jour ( basée sur 0,05 % dans l'alimentation) comme DSENO pour sa DJA, tandis que le JECFA (1983, 2011) a utilisé une dose de 375 mg/kg p.c. par jour ( basée sur 0,25 % dans l'alimentation) comme DSENO pour son calcul de la DJA.

La comparaison des estimations limites supérieures d'exposition cutanée à la nouvelle coccine due à l'utilisation de crèmes hydratantes corporelles et de conditionneurs pour cheveux à vaporiser avec le niveau d'effet critique (DSENO chronique par voie orale de 65 mg/kg p.c. par jour) conduit à des marges d'exposition de supérieur(e) u égal(e) à 100 -3250 qui sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Bien que des scénarios d'exposition aiguë par voie cutanée aient été identifiés pour la nouvelle coccine (p.  ex. colorant capillaire et colorant capillaire en aérosol pour les enfants), les renseignements disponibles n'indiquent pas que la nouvelle coccine présente une toxicité aiguë élevée. Par conséquent, le risque pour la population générale est jugé faible.

 7.3.3 Orange II (n° CAS 633-96-5)

L'exposition de la population générale du Canada à l'Orange II est due principalement à l'utilisation de cosmétiques. Les estimations de risque associé à des scénarios d'exposition limite supérieure à l'Orange II due aux cosmétiques (p. ex. rouges à lèvres, crèmes hydratantes corporelles et shampoing pour nourrissons) sont présentées dans le tableau 7-14.

Lors d'études de toxicité à doses répétées d'Orange II par gavage ou par l'alimentation , des effets sur la rate et le sang caracéristiques d'une anémie induite par des amines aromatiques ont été observés de façon constante. Aucune DSENO n'a été déterminée pour les études où l'exposition se produisait par voie alimentaire, des effets ayant été observés à la dose la plus faible testée lors de chaque étude. Les DME(N)O allaient de 50 à 250 mg/kg p.c. par jour lors des études sur l'alimentation d'une durée de 60 à 300 jours chez le rat, basées sur une diminution des globules rouges et de l'hémoglobine, la formation de corps de Heinz, une augmentation du poids de la rate et des modifications histopathologiques des tubes séminifères testiculaires (Singh et Khanna 1979; Singh et al . 1987).

Lors d'études par gavage à court terme et subchroniques , des effets similaires ont été observés sur le sang et la rate, à des doses plus faibles, probablement en raison de concentrations pics plus élevées obtenues avec une dose bolus par rapport à l'exposition continue dans les aliments. Des DMEO de 10-40 mg/kg p.c. par jour ont été déterminées lors des études de 90 jours, de 14 jours et lors des études de toxicité pour le développement par gavage, basées sur l'augmentation de la gravité et de l'incidence de l'hématopoïèse extramédulaire dans la rate, l'augmentation de la méthémoglobine et l'augmentation du poids de la rate (Rosner 1999a, b; Becker et Biedermann 2000; Hamann et al . 2000).

La comparaison de l'estimation limite supérieure pour l'exposition à l'Orange II par voie orale due à l'utilisation de rouges à lèvres avec une plage de niveaux d'effet critique, variant de 10-40 mg/kg p.c. par jour (DMEO subchronique orale par gavage) à 50 -250 mg/kg p.c. par jour (DMENO par voie orale provenant d'études sur l'alimentation de 60 à 300 jours) conduit à des ME supérieur(e) à 33 000. Cette gamme de marges d'exposition est considérée comme adéquate pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Aucun effet n'a été observé lors d'une étude pour laquelle des souris ont reçu des applications cutanées hebdomadaires non recouvertes de colorant , environ 33 mg/kg p.c ., pendant 18 mois (environ 5 mg/kg p.c. par jour) (Carson 1984a). La comparaison de l'estimation limite supérieure de l'exposition par voie cutanée à l'Orange II due à l'utilisation de shampooing pour bébés destiné aux nourrissons avec le niveau d'effet critique (DSEO chronique par voie cutanée de 5 mg/kg p.c. par jour) conduit à une ME supérieur(e) à 50 000. La comparaison de l'estimation limite supérieure de l'exposition par voie cutanée à l'Orange II due à l'utilisation de crèmes hydratantes corporelles par des adultes avec le même niveau d'effet critique conduit à une ME supérieur(e) u égal(e) à 74. Ces deux ME sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé, en tenant compte du fait que, en se basant sur une DSENO chronique par voie orale (50 mg/kg p.c. par jour) et en supposant une absorption cutanée totale, cela conduirait à des ME supérieur(e) à 500 000 et supérieur(e) à 700 pour les shampooings pour bébés destinés aux nourrissons et pour les crèmes hydratantes corporelles pour adultes, respectivement.

Une exposition aiguë par voie cutanée à l'Orange II due à l'utilisation de colorants capillaires a également été mise en évidence. Cependant, les renseignements disponibles n'indiquent pas que l'Orange II présente une toxicité aiguë élevée. Par conséquent, le risque pour la population générale est jugé faible.

7.3.4 Tartrazine (n° CAS 1934-21-0)

L'exposition de la population générale du Canada à la tartrazine est due principalement à l'alimentation et à l'utilisation de cosmétiques et de certaines drogues sans prescription à l'interface drogue-cosmétique. L'exposition alimentaire moyenne à la tartrazine de la population générale a été estimée de 0,2 mg/kg p.c. par jour (personnes âgées) à 1 mg/kg p.c. par jour (enfants). Les estimations des risques associés à des scénarios d'exposition limite supérieure à la tartrazine due aux cosmétiques et à certaines drogues sans prescription à l'interface drogue-cosmétique sont présentées dans le tableau 7-15.

Le niveau d'effet critique de la tartrazine est une DMENO chronique par voie orale de 2600 mg/kg p.c. par jour obtenue lors d'une étude chez le rat par voie alimentaire, basée sur une diminution du poids corporel, des lésions non néoplasiques aux reins et au pancréas et une augmentation du poids de la thyroïde. La DSENO était de 984 mg/kg p.c. par jour (2 % dans l'alimentation) (Borzelleca et Hallegan 1988b). Les auteurs de l'étude ont utilisé des données combinées provenant de l'étude intégrale afin de convertir les doses alimentaires. La DJA de Santé Canada de 8,5 mg/kg p.c. a été calculée à partir d'une DSENO de 850 mg/kg p.c. par jour (2 % dans l'alimentation, convertie en utilisant seulement la partie de l'exposition à long terme de l'étude publiée ultérieurement par Borzelleca et Hallegan  (1988b )) et un facteur d'incertitude de 100 ( mémorandum de 1986 de la Section d'évaluation toxicologique de Santé Canada à la Section des additifs et des contaminants alimentaires de Santé Canada; source non référencée). La DJA du JECFA de 0 -7,5 mg/kg p.c. a été établie en se basant sur l'absence d'effet à la dose la plus élevée testée (750 mg/kg p.c. par jour) lors d'une étude précédente de 64 semaines chez le rat et sur un facteur d'incertitude de 100 (JECFA 1966).

La comparaison des expositions alimentaires moyennes estimées à la tartrazine dues à d'alimentation avec le niveau d'effet critique (DSENO chronique de 984 mg/kg p.c. par jour) conduit à des marges d'exposition allant de 980 (enfants) à 4920 (nourrissons). Cette gamme de marges d'exposition est considérée adéquate pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Les expositions sont aussi inférieures à la DJA de 8,5 mg/kg p.c. établie par Santé Canada et à la limite supérieure de la DJA de 0 -7,5 mg/kg p.c. établie par le JECFA.

La comparaison des estimations limites supérieures de l'exposition à la tartrazine par voie orale due à l'utilisation de baumes pour les lèvres, de rouges à lèvres ou de dentifrices avec le niveau d'effet critique (DSENO de 984 mg/kg p.c. par jour) conduit à des marges d'exposition de supérieur(e) à 8000, qui sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Aucun effet n'a été observé lors de la seule étude par voie cutanée disponible pour laquelle des souris ont reçu deux fois par semaine des applications cutanées non recouvertes d'environ 8,1 mg/kg p.c. par jour pendant 18 mois (Carson 1984b). Cette dose étant plus de 100 fois inférieure à la dose sans effet par voie orale, la DSENO par voie orale de 984 mg/kg p.c. par jour a été utilisée comme niveau d'effet critique. La comparaison des estimations limites supérieures pour l'exposition par voie cutanée à la tartrazine due à l'utilisation d'un produit de maquillage pour le visage, d'une crème pour bébés ou d'une crème hydratante corporelle avec ce niveau d'effet critique conduit à des marges d'exposition supérieur(e) u égal(e) à 1 000, qui sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

L'exposition aiguë par voie cutanée à la tartrazine due à l'utilisation d'autres produits (p. ex. peinture faciale et produit pour les organes génitaux) a également été identifiée. Cependant, les renseignements disponibles n'indiquent pas que la tartrazine présente une toxicité aiguë élevée. Par conséquent, le risque pour la population générale est jugé faible.

7.3.5 Treize colorants acides azoïques (exposition due à des produits textiles et/ou en cuir)

L'exposition de la population générale du Canada aux treize colorants acides azoïques suivants devrait se produire en raison de l'utilisation de produits textiles et/ou en cuir : Acid Red 138, N° CAS 71873-51-3, n° CAS 84962-50-5, Acid Orange 33, Acid Red 6 et Acid Black 26 en tant que colorants pour textiles; n° CAS 68155-63-5, N° CAS 70210-34-3 et n° CAS 70210-25-2 en tant que colorants pour le cuir ; Acid Black 24, Acid Blue 113, n° CAS 70210-05-8  et N° CAS 70210-06-9 en tant que colorants pour les textiles et le cuir . Les expositions limites supérieures quotidiennes de la population générale à ces colorants ont été estimées pour un contact direct et prolongé par voie cutanée avec de tels produits. Les expositions limites supérieures par voie orale dues au mâchonnement de textiles par des nourrissons ont également été estimées. Les estimations du risque associé aux scénarios d'exposition limite supérieure à ces 13 colorants acides azoïques sont présentées dans le tableau 7-16.

Les données sur les effets sur la santé de ces 13 autres colorants acides azoïques sont limitées. Néanmoins, d'après les données disponibles sur des substances apparentées, la cancérogénicité ne devrait pas constituer un paramètre préoccupant.

La dose avec effet critique non cancérigène la plus faible par voie orale a été déterminée pour l'Orange II (DMEO subchronique par voie orale de 10 mg/kg p.c. par jour ), parmi l'ensemble des colorants acides azoïques de ce sous-groupe et d'analogues apparentés. Les niveaux avec effet identifiés à partir des données sur la toxicité à des doses répétées par voie orale pour d'autres colorants acides azoïques allaient de 46 à 3700 mg/kg p.c. par jour. La comparaison de l'estimation limite supérieure de l'exposition aux colorants acides azoïques due au mâchonnement d'objets de textile par les nourrissons avec la gamme de doses avec effet critique par voie orale (DME[N]O subchronique ou chronique de 10 à 3700 mg/kg p.c. par jour) conduit à une marge d'exposition supérieur(e) à 37 000, qui est considérée adéquate pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Par voie cutanée, aucun effet cancérigène ou non cancérigène n'a été observé chez la souris à une dose d'environ 5 à 8 mg/kg p.c. par jour lorsque de l'amarante ou de l'Orange II était appliqué une fois par semaine ou lorsque de la tartrazine était appliquée deux fois par semaine. La comparaison des estimations limites supérieures de l'exposition par voie cutanée à dix colorants acides azoïques (Acid Red 138, n° CAS 71873-51-3, n° CAS 84962-50-5, Acid Orange 33, Acid Red 6, Acid Black 26, n° CAS 70210-05-8, Acid Blue 113, Acid Black 24 et n° CAS 70210-06-9) due aux vêtements en textile avec cette gamme de doses avec effet critique conduit à une gamme de marges d'exposition allant de 1250 à 3100, qui sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Pour les sept substances suivantes identifiées dans des articles en cuir, à savoir les n° CAS 68155-63-5, 70210-34-3, 70210-25-2, 70210-05-8, l'Acid Blue 113, l'Acid Black 24 et le n° CAS 70210-06-9, on ne considère pas que l'exposition aiguë par voie cutanée entraîne des risques pour la population générale du Canada, les renseignements disponibles n'indiquant pas que ces colorants acides azoïques présentent une toxicité aiguë élevée.

7.3.6 Les 35 autres colorants acides azoïques

Aucune exposition de la population générale due aux 35 autres colorants acides azoïques ne devrait se produire. Par conséquent, ils ne devraient poser aucun risque pour la santé humaine.

7.3.7 Incertitudes de la caractérisation des risques pour la santé humaine

Une approche de lecture croisée a été suivie pour établir la rupture de la ou des liaisons azoïques de nombreuses substances de ce sous-groupe. Bien que toutes les données disponibles suggèrent  que ces colorants acides azoïques peuvent potentiellement subir une rupture réductrice, la vitesse et le degré de cette rupture in vivo sont incertains pour certaines substances.

Des données croisées ont été utilisées pour 13 colorants acides azoïques, avec des données limitées sur les effets sur la santé. Des données sur plusieurs substances apparentées ainsi que sur des amines aromatiques ont été prises en compte, et l'utilisation des doses minimales avec effet comme point de départ pour les colorants acides azoïques sur lesquels on manquait de données est considérée comme une approche prudente.

Étant donné qu'aucune étude appropriée sur la toxicité par voie cutanée n'a pu être identifiée, des données sur la toxicité par voie orale ont été utilisées pour calculer les marges d'exposition pour les expositions par voie cutanée dans certains cas. Par voie orale, les colorants acides azoïques sont réduits par les bactéries de l'intestin et les amines aromatiques libérées sont absorbées par la circulation systémique. Une rupture réductrice peut aussi se produire sur la peau. Cela a été démontré in vitro pour certaines espèces de bactéries de la peau dans le cas de l'Orange II, de l'Acid Red 138 ou de l'Acid Orange 33. Les métabolites de type amine aromatique pourraient être mieux absorbés que les colorants parents par voie orale ou cutané (Environnement Canada et Santé Canada 2013). En l'absence de données empiriques, on suppose que la toxicité des colorants due à la libération et à l'absorption des amines aromatiques correspondantes a un pouvoir similaire par les voies orale et cutanée.

On reconnaît une incertitude due aux impuretés contenues dans les colorants testés lors d'études toxicologiques . Ces impuretés pourraient être en partie responsables de certains effets sur la santé observés. De plus, les colorants commerciaux auxquels les Canadiens sont exposés pourraient contenir des quantités et des types d'impuretés différentes de celles de ces études.

7.3.8 Colorants acides azoïques ayant des effets préoccupants

En général, en se basant sur les niveaux actuels d'exposition, le risque pour la santé humaine posé par les substances visées par la présente évaluation est faible. Toutefois, tel que susmentionné, certains de ces colorants acides azoïques ont des effets préoccupants  en raison d'une cancérogénicité potentielle. Une liste de ces substances est présentée à l'Annexe E.

8. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve avancés dans la présente évaluation préalable, les colorants acides azoïques présentent un faible risque d'effet nocif sur les organismes et sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que ces 52 colorants acides azoïques ne satisfont pas aux critères des paragraphes 64a) et 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement 1999 (LCPE), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions ayant ou pouvant avoir un effet nocif  immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou constituant ou pouvant constituer un danger pour l'environnement essentiel à la vie.

D'après les renseignements présentés dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les 52 colorants acides azoïques évalués ne satisfont pas aux critères du paragraphe 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions constituant ou pouvant constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Il est donc conclu que les 52 colorants acides azoïques visés par la présente évaluation ne satisfont à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE.

Références

[ACIA] Agence canadienne d'inspections des aliments. 2010. Plan d'action pour assurer la sécurité des produits alimentaires. Rapport 2009-2010. Études ciblées - Chimie : Utilisation de colorants alimentaires pour la production d'aliments transformés. Ottawa (Ont.) : Agence canadienne d'inspections des aliments. Rapport no : TS-CHEM-09/10-05.

[ACIA] Agence canadienne d'inspections des aliments. 2011. Plan d'action pour assurer la sécurité des produits alimentaires. Rapport 2010-2011. Études ciblées - Chimie : Utilisation de colorants alimentaires pour la production d'aliments transformés. Ottawa (Ont.) : Agence canadienne d'inspections des aliments. Rapport no : TS-CHEM-10/11.

Abd El-Wahab, H.M.F., Moram, G.S. 2013. Toxic effects of some synthetic food colorants and/or flavor additives on male rats. Toxicol. Ind. Health29(2):224-232.

Acros Organics. 2008a. Fiche signalétique : Metanil Yellow (587-98-4) [en ligne]. Fair Lawn (NJ) : MSDSonline. [consulté en juillet 2013]. [réserve de consultation].

Acros Organics. 2008b. Fiche signalétique : Xylidine Ponceau 2R (3761-53-3) [en ligne]. Fair Lawn (NJ) : MSDSonline. [consulté en juillet 2013]. [réserve de consultation].

Acros Organics. 2009. Fiche signalétique : Orange(II) (633-96-5) [en ligne]. Fair Lawn (NJ) : MSDSonline. [consulté en juillet 2013]. [réserve de consultation].

Agarwal, K., Mukherjee, A., Sharma, A. 1993. In vivo cytogenetic studies on male mice exposed to Ponceau 4R and beta-carotene. Cytobios74(296):23-28.

Allmark, M.G., Mannell, W.A., Grice, H.C. 1957. Chronic toxicity studies on food colours. III. Observations on the toxicity of malachite green, new coccine and nigrosine in rats. J. Pharm. Pharmacol.9(9):622-628.

Amin, K.A., Abdel Hameid, H. II, Abd Elsttar, AH. 2010. Effect of food azo dyes tartrazine and carmoisine on biochemical parameters related to renal, hepatic function and oxidative stress biomarkers in young male rats.Food. Chem. Toxicol. 48(10):2994-2999.

Andrianova, M.M. 1970. Carcinogenous properties of red food pigments - amaranth, SX purple and 4R purple. Vopr. Pitan. 29:61-65. [cité dans CIRC, 1975b; CPDB, 2011].

Anliker, R., Clarke, E.A., Moser, P. 1981. Use of the partition coefficient as an indicator of bioaccumulation tendency of dyestuffs in fish.Chemosphere 10(3):263-274.

[AOPWIN] Atmospheric Oxidation Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.92a. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Arnold, D.W., Kennedy, G.L. Jr, Keplinger, M.L., Calandra, J.C. 1976. Failure of FD & C Red No. 2 to produce dominant lethal effects in the mouse.Food Cosmet. Toxicol. 14(3):163-165.

Ashraf, M.A., Hussain, M., Mahmood, K., Wajid, A., Yusof, M., Alias, Y., Yusoff, I. 2013. Removal of acid yellow-17 dye from aqueous solution using eco-friendly biosorbent. Desalin. Water Treat. 51:4530-4545.

ASTreat Model [modèle sur l'élimination des usines de traitement des eaux usées]. 2006. Version 1.0. Cincinnati (OH) : Procter & Gamble Company. [consulté en juillet 2013]. Disponible auprès de la Procter & Gamble Company, P.O. Box 538707, Cincinnati (OH), 45253-8707, États-Unis.

Au, W., Hsu, T.C. 1979. Studies on the clastogenic effects of biologic stains and dyes.Environ. Mutagen. 1(1):27-35.

Auletta, A.E., Kuzava, J.M., Parmar, A.S. 1977. Lack of mutagenic activity of a series of food dyes for Salmonella typhimurium. Mutat. Res.56(2):203-206.

Baigusheva, M.M. 1968. Carcinogenic properties of the amaranth paste.Vopr. Pitan. 27:46-50. [cité dans CIRC, 1975b].

Baker, C.H., Johnston, M.R., Barber, W.W. 1974. Cherry plum pigment as a natural red food colorant: sensory evaluation and mutagenicity testing. Food Prod. Dev. 8(4):65-70.

Baughman, G.L., Perenich, T.A. 1988. Investigating the fate of dyes in the environment.Am. Dyest. Rep. 7(2):19-20, 22, 47-48. [cité dans Øllgaard et al., 1998].

Baughman, G.L., Weber, E.J. 1994. Transformation of dyes and related compounds in anoxic sediment: kinetics and products. Environ. Sci. Technol. 28(2):267-276.

[BDINM] Base de données sur les ingrédients non médicinaux (usage interne seulement). 2011. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Direction des produits thérapeutiques. [consulté en août 2011].

[BDIPSN] Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels [base de données sur Internet]. 2015. Version 2.1. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. [consultée en 2015]. Accès : http://webprod.hc-sc.gc.ca/nhpid-bdipsn/search-rechercheReq.do?url=&lang=fra

[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués [base de données sur Internet]. Créée en 2008. Consulté en février 2015. Version 1.0. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. [consultée en 2011]. Accès : http://webprod3.hc-sc.gc.ca/lnhpd-bdpsnh/language-langage.do?url=Search-Recherche&lang=fra

Becker, H., Biedermann, K. 2000. D&C Orange 4 (C.I.15510). Study for effects on embryo-fetal development in the rat. Itingen (Suisse) : RCC Ltd. RCC Report No.: 733961.

Becker, L.C., Bergfeld, W.F., Belsito, D.V., Klaassen, C.D., Marks, J.G. Jr, Shank, R.C., Slaga, T.J., Snyder, P.W., Alan Andersen, F. 2009. Amended safety assessment of sodium picramate and picramic acid. Int. J. Toxicol. 28(6 suppl. 2):205S-216S.

[BfR] Institut fédéral allemand d'évaluation des risques. 2007. Introduction to the problems surrounding garment textiles. BfR Information No. 018/2007, 1er juin 2007. Disponible sur demande.

BioReliance. 2012. Bacterial reverse mutation assay of selected azo dyes. Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Rockville (MD) : BioReliance. Study Report No.: AD46RB-RL.502.BTL.

[BIOWIN] Biodegradation Probability Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 4.10. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Boîte à outils QSAR de l'OCDE [outil de déduction à partir d'analogues]. 2011. Version 3.1. Paris (France) : Organisation de coopération et de développement économiques, Direction de l'environnement. [consulté en 2013]. Accès : http://www.oecd.org/fr/env/ess/risques/projetdelocdesurlesrelationsquantitativesdestructure-activiteqsars.htm

Bonin, A.M., Baker, R.U. 1980. Mutagenicity testing of some approved food additives with the Salmonella/microsome assay. Food Technol. Aust. 32:608-611.

Borzelleca, J.F., Hallagan, J.B. 1988a. A chronic toxicity/carcinogenicity study of FD & C yellow no. 5 (tartrazine) in mice. Food Chem. Toxicol. 26(3):189-194.

Borzelleca, J.F., Hallagan, J.B. 1988b. Chronic toxicity/carcinogenicity studies of FD & C yellow no. 5 (tartrazine) in rats. Food Chem. Toxicol. 26(3):179-187.

Bragger, J.L., Lloyd, A.W., Soozandehfar, S.H., Bloomfield, S.F., Marriott, C., Martin, G.P. 1997. Investigations into the azo reducing activity of a common colonic microorganism. Int. J. Pharm.157(1):61-71.

Brantom, P.G., Stevenson, B.I., Ingram, A.J. 1987b. A three-generation reproduction study of Ponceau 4R in the rat. Food Chem. Toxicol. 25:963-968.

Brantom, P.G., Stevenson, B.I., Wright, M.G. 1987a. Long-term toxicity study of Ponceau 4R in rats using animals exposed in utero. Food Chem. Toxicol. 25(12):955-962.

[BRI] Biopharmaceutical Research Inc. 2012. Testing the metabolism potential of selected aromatic azo and benzidine dyes in vitro in two representative human skin bacterial cultures under aerobic conditions.Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Vancouver (C.-B.) : Biopharmaceutical Research Inc. Study Report No.: RPT-HEA-2011-002.

[BRI] Biopharmaceutical Research Inc. 2013a. Determination of the metabolic reduction potential of selected aromatic azo- and benzidine-based substances: in vitro anaerobic fecal bacterial cultures of the human gastrointestinal tract. Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Vancouver (C.-B.) : Biopharmaceutical Research Inc. Study Report Nos.: HEA-2012-001; HEA-2012-002.

[BRI] Biopharmaceutical Research Inc. 2013b. Identification of azo reductive cleavage products in metabolic reaction of azo dyes by Staphylococcus epidermidis and Micrococcus luteus under aerobic condition. Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Vancouver (C.-B.) : Biopharmaceutical Research Inc. Study Report No.: RPT-HEA-2013-001.

Brown, D., Anliker, R. 1988. Dyestuffs and the environment - A risk assessment. In: Richardson, M. (éd.) Risk assessment of chemicals in the environment. Londres (Royaume-Uni) : The Royal Society of Chemistry. p. 398-413. [cité dans Øllgaard et al., 1998].

Brown, D., Hamburger, B. 1987. The degradation of dyestuffs: Part III - Investigations of their ultimate degradability. Chemosphere16(7):1539-1553.

Brown, D., Laboureur, P. 1983. The degradation of dyestuffs: Part I - Primary biodegradation under anaerobic conditions. Chemosphere12(3):397-404.

Brown, J.P., Dietrich, P.S. 1983. Mutagenicity of selected sulfonated azo dyes in the Salmonella/microsome assay: use of aerobic and anaerobic activation procedures. Mutat. Res.116(3-4):305-315.

Brown, J.P., Roehm, G.W., Brown, R.J. 1978. Mutagenicity testing of certified food colors and related azo, xanthene and triphenylmethane dyes with the Salmonella/microsome system. Mutat. Res.56(3):249-272.

Burnett, C.M., Agersborg, H.P.K., Borzelleca, J.F., Eagle, E., Ebert, A.G., Pierce, E.C., Kirschman, J.C., Scala, R.A. 1974. Teratogenic studies with certified colors in rats. Toxicol. Appl. Pharmacol.29:121-128. [cité dans EFSA, 2010].

Buser, A.M., MacLeod, M., Scheringer, M., Mackay, D., Bonnell, M., Russell, M.H., DePinto, J.V., Hungerbühler, K. 2012. Good modeling practice guidelines for applying multimedia models in chemical assessments.Integr. Environ. Assess. Manag. 8(4):703-708.

Butler, W.H., Conning, D.M. 1983. Further investigation of the pathology of tissues from rats treated with Amaranth. Rapport inédit fourni par Sensient Food Colors, UK. BIBRA Report No.: 452/1/82. [cité dans EFSA, 2010].

Cai, Y., Pailthorpe, M.T., David, C.K. 1999. A new method for improving the dyeability of cotton with reactive dyes. Text. Res. J. 69:440-446.

Cameo Chemicals [base de données sur Internet]. 2013. Version 2.4.1. National Oceanic and Atmospheric Administration. Accès : http://cameochemicals.noaa.gov/chemical/20944

Cameron, T.P., Hughes, T.J., Kirby, P.E., Fung, V.A., Dunkel, V.C. 1987. Mutagenic activity of 27 dyes and related chemicals in the Salmonella/microsome and mouse lymphoma TK+/- assays. Mutat. Res.189(3):223-261.

Canada. 1978. Règlement sur les aliments et drogues. C.R.C., ch. 870. Accès : http://www.canlii.org/fr/ca/legis/regl/crc-c-870/derniere/crc-c-870.html

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C., 1999, ch. 33. Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, no 3. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. C.P. 2000-348, 29 mars 2000, DORS/2000-107. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p2/2000/2000-03-29/pdf/g2-13407.pdf

Canada. Ministère de l'Environnement. 2011. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines amines aromatiques et certaines substances azoïques aromatiques et à base de benzidines aromatiques. Gazette du Canada, Partie I, vol. 145, no 51, Supplément à la Gazette du Canada. Accès : http://www.gazette.gc.ca/rp-pr/p1/2011/index-fra.html

Carson, S. 1984a. Skin painting studies in mice on 11 FD&C and D&C colors: FD&C Green No. 3, Red No. 2, Red No. 4, Yellow No. 6, and external D&C No. 7, D&C Orange No. 4, Violet No. 2, Red No. 17, Red No. 34, and Yellow No. 7. J. Toxicol. Cutan. Ocul. Toxicol.3(3):309-331.

Carson, S. 1984b. Skin painting studies in mice with 14 FD&C and D&C colors: FD&C Blue No. 1, Red No. 3, and Yellow No. 5, D&C Red No. 7, Red No. 9, Red No. 10, Red No. 19, Red No. 21, Red No. 27, Red No. 31, Red No. 36, Orange No. 5, Orange No. 10, and Orange No. 17. J. Toxicol. Cutan. Ocul. Toxicol. 3(4):357-370.

CATALOGIC [modèle informatique]. 2012. Version 5.11.6. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : www.oasis-lmc.org/?section=software&swid=1

Charles River Laboratories. 2013. The in vitropercutaneous absorption of radiolabelled Acid Orange 7(C015) in two formulations under oxidative conditions and two formulations under non-oxidative conditions through human skin. Édimbourg (Royaume-Uni) : Charles River Test Facility. Study No.: 793145. Report No.: 33937. Commandité par Proctor & Gamble.

[CCRIS] Chemical Carcinogenesis Research Information System [base de données sur Internet]. 2012. Bethesda (MD) : National Library of Medicine (États-Unis). [consulté en mai 2013]. Accès : http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?CCRIS

[CE] Commission européenne. 2001. Integrated Pollution Prevention and Control (IPPC) - Best Available Techniques in the Pulp and Paper Industry.Commission européenne. Décembre 2001. p. 238.

[CE] Commission européenne. 2003a. Technical guidance document on risk assessment. Part I. Ispra (Italie) : Commission européenne, Bureau européen des substances chimiques, Institute for Health and Consumer Protection. Accès : http://ihcp.jrc.ec.europa.eu/our_activities/public-health/risk_assessment_of_Biocides/doc/tgd/tgdpart1_2ed.pdf?

[CE] Commission européenne. 2003b. Technical guidance document on risk assessment. Part II. Ispra (Italie) : Commission européenne, Bureau européen des substances chimiques, Institute for Health and Consumer Protection. Accès : http://www.google.ca/url? q=http://ihcp.jrc.ec.europa.eu/our_activities/public-health/risk_assessment_of_Biocides/doc/tgd/tgdpart2_2ed.pdf&sa=U&ei=
uHlhUunWDrT_4APd24DwCA&ved=0CBoQFjAA&usg=
AFQjCNElhih6cIzUrE4tZEu8aK6Ptt5aAA

ChemicalBook [base de données sur Internet]. 2008. Acid Orange 10 (1936-15-8) basic information. [consulté en juillet 2013]. Accès : http://www.chemicalbook.com/ProductChemicalPropertiesCB5777321_EN.htm

ChemicalLand21 [base de données sur Internet]. 2010a. C.I. Acid Red 1. [consulté en 2012]. Accès : http://chemicalland21.com/specialtychem/finechem/RED%202G.htm

ChemicalLand21 [base de données sur Internet]. 2010b. Carmoisine/C.I. Food Red 3. [consulté en 2012]. Accès : http://www.chemicalland21.com/lifescience/foco/CARMOISINE.htm

Chen, H., Wang, R.F., Cerniglia, C.E. 2004. Molecular cloning, overexpression, purification, and characterization of an aerobic FMN-dependent azoreductase from Enterococcus faecalis. Protein Express. Purif. 34:302-310.

[CHRIP] Chemical Risk Information Platform [base de données sur Internet]. ©2008. Tokyo (Japon) : National Institute of Technology and Evaluation, Chemical Management Centre.[consulté en janvier 2011]. Accès : www.safe.nite.go.jp/english/db.html

Chung, K.T., Fulk, G.E., Andrews, A.W. 1981. Mutagenicity testing of some commonly used dyes. Appl. Environ. Microbiol. 42(4):641-648.

Chung, K.T., Fulk, G.E., Egan, M. 1978. Reduction of azo dyes by intestinal anaerobes.Appl. Environ. Microbiol. 35(3):558-562.

[CII] Colour Index International [base de données sur Internet]. 2011. 4^e éd. [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : Society of Dyers and Colourists, American Association of Textile Chemists and Colorists. Accès : www.colour-index.com

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1975a. Ponceau MX. In: Some aromatic azo compounds. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 8:189-198.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1975b. Amaranth. In: Some aromatic azo compounds. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 8:41-51.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1975c. Ponceau 3R. In: Some aromatic azo compounds. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 8:199.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1975d. Ponceau SX. In: Some aromatic azo compounds. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 8:207.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987a. Ponceau SX (group 3). In: Overall evaluations of carcinogenicity: an updating of IARC monographs volumes 1-42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. Suppl. 7:70.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987b. Ponceau MX (group 2B). In: Overall evaluations of carcinogenicity: an updating of IARC monographs volumes 1-42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. Suppl. 7:70.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987c. Amaranth (group 3). In: Overall evaluations of carcinogenicity: an updating of IARC monographs volumes 1-42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. Suppl. 7:56.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987d. Ponceau 3R (group 2B). In: Overall evaluations of carcinogenicity: an updating of IARC monographs volumes 1-42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. Suppl. 7:70.

[CIRC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 2010. Some aromatic amines, organic dyes, and related exposures. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 99. Accès : http://monographs.iarc.fr/ENG/Monographs/vol99/mono99.pdf

Cleuvers, M., Weyers, A. 2003. Algal growth inhibition test: does shading of coloured substances really matter? Water. Res.37(11):2718-2722.

Clode, S.A., Hooson, J., Grant, D., Butler, W.H. 1987. Long-term toxicity study of amaranth in rats using animals exposed in utero. Food Chem. Toxicol. 25(12):937-946.

Collins, T.F., Black, T.N., Brown, L.H., Bulhack, P. 1990. Study of the teratogenic potential of FD&C yellow no. 5 when given by gavage to rats. Food Chem. Toxicol. 28(12):821-827.

Collins, T.F., Black, T.N., O'Donnell, M.J., Bulhack, P. 1991. Teratogenic potential of FD&C yellow no. 5 when administered in drinking water to Osborne-Mendel rats. Teratology 43(5):456 [résumé].

Collins, T.F., Black, T.N., O'Donnell, M.W. Jr, Bulhack, P. 1992. Study of the teratogenic potential of FD&C yellow no. 5 when given in drinking-water. Food Chem. Toxicol.30(4):263-268.

Collins, T.F., Black, T.N., Ruggles, D.I. 1975b. Long-term effects of dietary amaranth in rats. II. Effects on fetal development. Toxicology3:129-140.

Collins, T.F., Black, T.N., Ruggles, D.I., Gray, G.C. 1976b. Teratological evaluation of FD&C red no. 2 - a collaborative government-industry study. II. FDA's study. J. Toxicol. Environ. Health1(5):857-862.

Collins, T.F., Keeler, H.V., Black, T.N., Ruggles, D.I. 1975a. Long-term effects of dietary amaranth in rats. I. Effects on reproduction. Toxicology3(1):115-128.

Collins, T.F., McLaughlin, J. 1972. Teratology studies on food colourings. Part 1. Embryotoxicity of amaranth (FD&C red no. 2) in rats. Food Cosmet. Toxicol. 10:619-624.

Collins, T.F., Ruggles, D.I., Holson, J.F. Jr, Schumacher, H., Gaylor, D.W., Kennedy, G.L. Jr. 1976a. Teratological evaluation of FD&C red no. 2 - a collaborative government-industry study. I. introduction, experimental materials, and procedures. J. Toxicol. Environ. Health 1(5):851-856.

Comber, M.H.I., Smyth, D.V., Thompson, R.S. 1995. Assessment of the toxicity to algae of coloured substances. Bull. Environ. Contam. Toxicol.55:922-928. [cité dans Rufli et al., 1998; Cleuvers et Weyers, 2003].

Combes, R.D., Haveland-Smith, R.B. 1982. A review of the genotoxicity of food, drug and cosmetic colours and other azo, triphenylmethane and xanthene dyes. Mutat. Res. 98(2):101-248.

[ConsExpo] Consumer Exposure Model [en ligne]. 2006. Version 4.1. Bilthoven (Pays-Bas) : Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement]. Accès : www.rivm.nl/en/healthanddisease/productsafety/ConsExpo.jsp#tcm:13-42840

Cook, J.W., Hewett, C.L., Kennaway, E.L., Kennaway, N.M. 1940. Effects produced in the livers of mice by azonaphthalenes and related compounds. Am. J. Cancer 40:62-77.

[CPDB] Carcinogenic Potency Database [base de données sur Internet]. 2011. Berkeley (CA) : Université de la Californie. [consulté en mai 2013]. Accès : http://potency.berkeley.edu/

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2005. Opinion on para-aminophenol.COLIPA no. A16. Report No.: SCCP/0867/05. Accès : http://ec.europa.eu/health/ph_risk/committees/04_sccp/docs/sccp_o_00e.pdf

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2006. The SCCP's Notes of Guidance for the Testing of Cosmetic Ingredients and their Safety Evaluation.6e rév.

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2006. The SCCP's notes of guidance for the testing of cosmetic ingredients and their safety evaluation.7^e rév. [en ligne]. Comité scientifique des produits de consommation. [consulté le 27 juillet 2012]. Accès : http://ec.europa.eu/health/scientific_committees/consumer_safety/docs/sccs_s_004.pdf

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2010. Opinion on Acid Black 1. COLIPA no. B15. Report No.: SCCS/1226/09. Accès : http://ec.europa.eu/health/scientific_committees/consumer_safety/docs/sccs_o_018.pdf

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2011b. Opinion on Acid Orange 7. COLIPA no. C15. Report No.: SCCS/1382/10. Accès : http://ec.europa.eu/health/scientific_committees/consumer_safety/docs/sccs_o_057.pdf

[CSPC] Comité scientifique des produits de consommation. 2014. Revision of the opinion on Acid Orange 7. COLIPA no. C15. Report No.: SCCS/1536/14. Accès : http://ec.europa.eu/health/scientific_committees/consumer_safety/docs/sccs_o_158.pdf

[CSPCPNA] Comité scientifique des produits cosmétiques et des produits non alimentaires destinés aux consommateurs. 2004a. Opinion of the Scientific Committee on Cosmetic Products and Non-Food Products Intended for Consumers concerning Acid Yellow 23. Colipa no. C29. Report No.: SCCNFP/0786/04. Accès : http://ec.europa.eu/health/archive/ph_risk/committees/sccp/documents/out260_en.pdf

CSPCPNA] Comité scientifique des produits cosmétiques et des produits non alimentaires destinés aux consommateurs. 2004b. Opinion of the Scientific Committee on Cosmetic Products and Non-Food Products Intended for Consumers concerning Acid Orange 7. COLIPA no. C15. Report No.: SCCNFP/0785/04. Accès : http://ec.europa.eu/health/archive/ph_risk/committees/sccp/documents/out259_en.pdf

[CTFA] Cosmetic, Toiletry and Fragrance Association. 1983. Summary for the results of surveys of the amount and frequency of use of cosmetic products by women. Rapport préparé par Environ Corporation, Washington (DC). Washington (DC) : Cosmetic, Toiletry and Fragrance Association.

Daniel, J. 1962. The excretion and metabolism of edible food colors. Toxicol. Appl. Pharmacol. 4:572-594.

De France, B.F., Carter, M.H., Josephy, P.D. 1986. Comparative metabolism and mutagenicity of azo and hydrazone dyes in the Ames test. Food Chem. Toxicol. 24(2):165-169.

[DFG] Deutsche Forschungsgemeinschaft. 1957. Farbstoff Kommission, Mitteilung 6, 2, Auflage Toxikologische Daten von Farbstoffen und ihre zullassung fur Lebensmittel in verschiedenen Landern. Wiesbaden (Allemagne) : Franz Steiner Verlag GmbH. p. 38. [cité dans CIRC, 1975b; JECFA, 1983].

Dharma Trading Co. 2009. Fiche signalétique : Acid Blue 113 [en ligne]. Petaluma (CA) : Dharma Trading Co. Accès : http://www.google.ca/url? q=http://www.clearsynth.com/docs/MSD-CS-AC-21782.pdf&sa=U&ei=nn1hUuaFBKjE4AO02IEw&ved=
0CCcQFjAD&usg=AFQjCNG0C1izw2HmUdpUlUWlgObAiYKkxA

Dillon, D., Combes, R., Zeiger, E. 1994. Activation by caecal reduction of the azo dyeD&C red no. 9 to a bacterial mutagen. Mutagenesis9(4):295-299.

[DS TOPKAT] Discovery Studio TOxicity Prediction by Komputer Assisted Technology [module de prévision]. ©2005-2009. Version 2.5.0.9164. San Diego (CA) : Accelrys Software Inc. Accès : www.accelrys.com/products/

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. ©2007-2013. Registered Substances database. Résultats de recherche portant sur différents n^os CAS. Helsinki (Finlande) : Agence européenne des produits chimiques. [mis à jour le 27 novembre 2012; consulté de janvier à novembre 2012]. Accès : www.echa.europa.eu/information-on-chemicals/registered-substances

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2008. Assessment of the results of the study by McCann et al. (2007) on the effect of some colours and sodium benzoate on children's behaviour. Scientific Opinion of the Panel on Food Additives, Flavourings, Processing Aids and Food Contact Materials (AFC). EFSA J. 660:1-54. Accès : www.efsa.europa.eu/en/efsajournal/pub/660.htm

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2009a. Scientific opinion on the re-evaluation of Ponceau 4R (E 124) as a food additive on request from the European Commission. EFSA J. 7(11):1328. 39 p. Accès : www.efsa.europa.eu/en/efsajournal/pub/1328.htm

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2009b. Scientific opinion on the re-evaluation of tartrazine (E 102) on request from the European Commission. EFSA J. 7(11):1331. 52 p. Accès : www.efsa.europa.eu/en/efsajournal/pub/1331.htm

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2010. Scientific opinion on the re-evaluation of amaranth (E 123) as a food additive on request from the European Commission. EFSA J. 8(7):1649. 41 p. Accès : www.efsa.europa.eu/en/efsajournal/pub/1649.htm

El-Sherbeny, K.M., Ibrahim, A.A.E. 1999. Induction of chromosome aberrations in bone-marrow and germ cells and sperm head abnormalities in mice by orange II and the protective effect of royal jelly. Bull. Natl. Res. Cent. (Egypt) 24(4):469-479.

Engel, E., Vasold, R., Santarelli, F., Maisch, T., Gopee, N.V., Howard, P.C., Landthaler, M., Baumler, W. 2010. Tattooing of skin results in transportation and light-induced decomposition of tattoo pigments - a first quantification in vivo using a mouse model.Exp. Dermatol. 19:54-60.

Environnement Canada, Santé Canada. 2007. Substances chimiques : Catégorisation [en ligne]. Ottawa (ON) : Gouvernement du Canada. [mis à jour le 20 avril 2007; consulté le 10 juin 2014]. Accès : http://www.chemicalsubstanceschimiques.gc.ca/approach-approche/categor-fra.php

Environnement Canada, Santé Canada. 2013. Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques. Substances aromatiques azoïques et à base de benzidine. Ébauche du document d'information technique. Mai 2013. Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. Disponible sur demande.

Environnement Canada, Santé Canada. 2014a. Évaluation préalable - Sommaire. Groupe de substances azoïques aromatiques et à base de benzidine. Certains colorants et dérivés à base de benzidine. Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. Accès : http://www.ec.gc.ca/ese-ees/default.asp?lang=Fr&n=6A3D4735-1.

Environnement Canada , Santé Canada. 2014b. Examen préalable rapide des substances de la phase un de la mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. Mars 2014. Environnement et Changement climatique Canada , Santé Canada. Accès : http://www.ec.gc.ca/ ese -ees/7340E1B7-1809-4564-8C49-F05875D511CB/FSAR_RSII_fr.pdf

Environnement Canada , Santé Canada. 2015. Screening Assessment. Aromatic Azo and Benzidine-based Substance Grouping. Certain Monoazo Pigments. Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada.

Environnement Canada. 2007. Aperçu de l'évaluation écologique des substances en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada, Division des substances existantes et Division des substances nouvelles. Accès : http://ec.gc.ca/lcpe-cepa/documents/substances/ees_apercu-fra.pdf

Environnement Canada. 2012. Données sur certaines amines aromatiques et certaines substances azoïques aromatiques et à base de benzidines aromatiques recueillies en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines amines aromatiques et certaines substances azoïques aromatiques et à base de benzidines aromatiques. Données produites par Environnement et Changement climatique Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration des programmes.

[EPA du Danemark] Environmental Protection Agency du Danemark. 2012. Annex XV report: Proposal for a restriction. Substance name(s): Chromium (VI) compounds [en ligne]. Copenhague (Danemark) : Environmental Protection Agency du Danemark. Accès : http://echa.europa.eu/documents/10162/4d88d444-4b8b-48ab-9c11-6e74819e047c

[EPI Suite] Estimation Programs Interface Suite for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2012. Version 4.1. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Ericson, J.W. 1977. Applicability of ATP measurements for the determination of dye toxicity in short term algal assays. In: Proceedings of the Bi-Annual ATP Methodology Symposium. San Diego (CA) : SAI Technology Co. p. 415-439.

[ETAD] The Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. 1983. Final report on extractability of dyestuffs from textiles. Bâle (Suisse) : Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. Project No. A 4007.

[ETAD] The Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. 1988. Executive summary on the ETAD Project T 2015 - Toxicological testing of major colorants [avec lettre d'accompagnement datée du 3 juin 1988]. Bâle (Suisse) : Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. Report No.: TSCA OTS0000621, Document No. FYI-AX-0688-0621.

[ETAD] The Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. 1992. ETAD project E3020 - data summary (disperse dyes). Sommaire des résultats inédit. Présenté à Environnement et Changement climatique Canada, Division des substances existantes, par l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers, Bâle (Suisse).

[ETAD] The Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers. 1995. Health and environmental information on dyes used in Canada. An overview to assist in the implementation of the New Substances Notification Regulation under the Canadian Environmental Protection Act. Bâle (Suisse) : Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers.

[FDRL] Food and Drug Research Laboratories. 1972. Teratologic evaluation of FDA 71-23 (Amaranth FD/C Red No. 2). Springfield (VA) : National Technical Information Service. Report No.: PB-221 771. p. 49. [cité dans EFSA, 2010].

Fernandes, C., Rao, K.V. 1994. Dose-related promoter effect of metanil yellow on the development of hepatic pre-neoplastic lesions induced by N-nitrosodiethylamine in rats. Indian J. Med. Res. 100:140-149.

Fisher. 2012. Fiche signalétique : Acid Black 1 [en ligne]. Fair Lawn (NJ) : Fisher Scientific. Accès : http://www.fishersci.ca/viewmsds.do?catNo=BP12410

Freeman, H.S., Esancy, J.F., Esancy, M.K., Mills, K.P., Whaley, W.M., Dabney, B.J. 1987. An approach to the design of non-mutagenic azo dyes. 1. The identification of non-mutagenic precursors and potential metabolites. Dyes Pigm. 8(6):417-430.

Freeman, H.S., Peters, A.T. 2000. Colorants for non-textile applications. Amsterdam (Pays-Bas) : Elsevier B.V.

Fujita, S., Peisach, J. 1978. Liver microsomal cytochromes P-450 and azoreductase activity. J. Biol. Chem. 253(13):4512-4513.

Garner, R.C., Nutman, C.A. 1977. Testing of some azo dyes and their reduction products for mutagenicity using Salmonella typhimurium TA 1538. Mutat. Res. 44:9-19.

Gaunt, I.F., Farmer, M., Grasso, P., Gangolli, S.D. 1967. Acute (mouse and rat) and short-term (rat) toxicity studies on Ponceau 4R. Food Cosmet. Toxicol. 5:187-194.

Gaunt, I.F., Grasso, P., Creasey, M., Gangolli, S.D. 1969. Short-term toxicity study on Ponceau 4R in the pig. Food Cosmet. Toxicol.7(5):443-449.

Ghosh, D.K., Chaudhuri, J., Mandal, A. 1988. Degradation of seven food dyes by some pathogenic and non-pathogenic intestinal microflora. Microbios Lett. 39(154):81-86.

Giri, A.K., Banerjee, T.S. 1986. Antagonistic activity of herbal drug (Phyllanthus emblica) on cytological effects of environmental chemicals on mammalian cells. Cytologia 51(2):375-380.

Giri, A.K., Banerjee, T.S., Talukder, G., Sharma, A. 1986b. Effects of dyes (indigo carmine, metanil yellow, fast green FCF) and nitrite in vivo on bone marrow chromosomes of mice. Cancer Lett.30(3):315-320.

Giri, A.K., Das, S.K., Talukder, G., Sharma, A. 1990. Sister chromatid exchange and chromosome aberrations induced by curcumin and tartrazine on mammalian cells in vivo. Cytobios62(249):111-117.

Giri, A.K., Talukder, G., Sharma, A. 1986a. Sister chromatid exchange induced by metanil yellow and nitrite singly and in combination in vivo on mice. Cancer Lett. 31(3):299-303.

Gottlieb, A., Shaw, C., Smith, A., Wheatley, A., Forsythe, S. 2003. The toxicity of textile reactive azo dyes after hydrolysis and decolourisation.J. Biotechnol. 101:49-56.

Green, F.J. 1990. The Sigma-Aldrich handbook for dyes, stains and indicators.Milwaukee (WI) : Aldrich Chemical Co. p. 513. [cité dans EPI Suite, 2012].

Greene, J.C., Baughman, G.L. 1996. Effects of 46 dyes on population growth of freshwater green alga Selenastrum capricornutum. Text. Chem. Color 28(4):23-30.

Gupta, S., Sundarrajan, M., Rao, K.V. 2003. Tumor promotion by metanil yellow and malachite green during rat hepatocarcinogenesis is associated with dysregulated expression of cell cycle regulatory proteins. Teratog. Carcinog. Mutagen. Suppl. 1:301-312.

Haag, W.R., Mill, T. 1987. Direct and indirect photolysis of water soluble azodyes: kinetic measurements and structure-activity relationships.Environ. Toxicol. Chem. 6:359-369. [cité dans EPI Suite, 2012].

Hall, B., Tozer, S., Safford, B., Coroama, M., Steiling, W., Leneveu-Duchemin, M.C., McNamara, C., Gibney, M. 2007. European consumer exposure to cosmetic products, a framework for conducting population exposure assessments.Food Chem. Toxicol. 45:2097-2108.

Hall, D.E., Lee, F.S., Fairweather, F.A. 1966. Acute (mouse and rat) and short-term (rat) toxicity studies on Ponceau MX. Food Cosmet. Toxicol.4(4):375-382.

Hamann, H.J., Richard, D., Robert, N., Knuppe, C. 2000. 13-week oral toxicity (gavage) study in rat with D&C Orange 4 (C.I. 15510). Itingen (Suisse) : RCC Ltd. RCC Project No. 736312, Test Report.

Hamchem. 2013. Fiche signalétique : C.I. Food Red 17 [en ligne]. Hangzhou (Chine) : Hamchem. Accès : http://www.vinayakcorporation.com/alluramsdc1.htm

Haveland-Smith, R.B., Combes, R.D. 1980. Screening of food dyes for genotoxic activity.Food Cosmet. Toxicol. 18:215-221.

Hayashi, M., Kishi, M., Sofuni, T., Ishidate, M.J.R. 1988. Micronucleus tests in mice on 39 food additives and eight miscellaneous chemicals. Food Chem. Toxicol. 26(6):487-500.

Hazleton Laboratories. 1992. Initial submission: Repeated dermal applications in mice of FD&C blue 1, FD&C red 3, FD&C yellow 5, D&C red 19 [avec lettre d'accompagnement datée du 26 août 1992]. Doc ID: 88-920008654. Microfiche No.: OTS0555152. Available from: www.ntis.gov

Henschler, D., Wild, D. 1985. Mutagenic activity in rat urine after feeding with the azo dye tartrazine. Arch. Toxicol. 57:214-215.

Henschler, D., Wild, D. 1986. Mutagenicity of tartrazine revisited. Arch. Toxicol. 59:69-70.

Himri, I., Bellahcen, S., Souna, F., Belmekki, F., Aziz, M., Bnouham, M., Zoheir, J., Berkia, Z., Mekhfi, H., Saalaoui, E. 2011. A 90-day oral toxicity study of tartrazine, a synthetic food dye, in Wistar rats.Int. J. Pharm. Pharm. Sci. 3(suppl. 3):159-169.

Holson, J.F. Jr, Gaylor, D.W., Schumacher, H.J., Collins, T.F., Ruggles, D.I., Keplinger, M.L., Kennedy, G.L. Jr. 1976. Teratological evaluation of FD&C red no. 2 - a collaborative government-industry study. V. Combined findings and discussion. J. Toxicol. Environ. Health 1(5):875-885.

Honarvar, N. 2003. Micronucleus assay in bone marrow cells of the mouse with Orange 4 (C.I. 15510). Rossdorf (Allemagne) : RCC Ltd. RCC-CCR Test Report No.: 741302.

Honarvar, N., et al. 2005. In vitro dermal absorption through porcine ear skin with SC Clear + 0.5% D&C Orange 4 (Lot AJ 3559). Rossdorf (Allemagne) : RCC Ltd. RCC-CCR Study No. 860802. [cité dans CSPC, 2011b].

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank [base de données sur Internet]. 1983-. Bethesda (MD) : National Library of Medicine (États-Unis). [consulté en 2012]. Accès : www.toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB

Hunger, K. (éd.) 2003. Industrial dyes: Chemistry, properties, applications. Weinheim (Allemagne) : Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA.

Hunger, K. 2005. Toxicology and toxicological testing of colorants. Rev. Prog. Color. 35:76-89.

[HYDROWIN] Hydrolysis Rates Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 2.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[ILS] Integrated Laboratory Systems, Inc. 2011. Final report: Assessment of mutagenicity of twenty aromatic azo substances in the Ames mutagenicity assay using the Prival modification with and without FMN. Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Durham (NC) : Integrated Laboratory Systems, Inc. Study Report No.: C191-006.

[ILS] Integrated Laboratory Systems, Inc. 2012. Final report: Assessment of mutagenicity of fifteen aromatic azo substances in the Ames mutagenicity assay using the Prival modification with and without FMN. Rapport inédit préparé pour Santé Canada. Durham (NC) : Integrated Laboratory Systems, Inc. Study Report No.: C191-009.

[INRP] Inventaire national des rejets de polluants [base de données sur Internet]. 2006. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [consulté en mai 2013]. Accès : http://www.ec.gc.ca/inrp-npri/Default.asp?lang=Fr&n=4A577BB9-1 [consulté le 9 mars 2010].

Ishidate, M.J.R., Hayashi, M., Sawada, M., Matsuoka, A., Yoshikawa, K., Ono, M., Nakadate, M. 1978. Cytotoxicity test on medical drugs. chromosome aberration tests with Chinese hamster cells in vitro. Eisei Shikenjo Hokoku 96(55):61.

Ishidate, M.J.R., Sofuni, T., Yoshikawa, K. 1981. Chromosomal aberration tests in vitroas a primary screening tool for environmental mutagens and/or carcinogens. Gann Monogr. Cancer Res.27:95-108.

Ishidate, M.J.R., Sofuni, T., Yoshikawa, K., Hayashi, M., Nohmi, T., Sawada, M., Matsuoka, A. 1984. Primary mutagenicity screening of food additives currently used in Japan. Food Chem. Toxicol. 22:623-636.

Isik, M., Sponza, D.T. 2004. Monitoring of toxicity and intermediates of C.I. Direct Black 38 azo dye through decolourization in an anaerobic/aerobic sequential reactor system. J. Hazard. Mater.B114:29-39.

[ISSCAN] Istituto Superiore di Sanità Cancer. 2012. Chemical carcinogens: structures and experimental data [base de données sur Internet]. [cité dans Boîte à outils QSAR de l'OCDE, 2013]. Description : www.epa.gov/ncct/dsstox/sdf_isscan_external.html; accès : www.iss.it/index.php?lang=1&anno=2013&tipo=39

Izbirak, A., Sumer, S., Diril, N. 1990. [Mutagenicity testing of some azo dyes used as food additives]. Mikrobiyol. Bul. 24(1):48-56. [en turc].

[JECFA] Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. 1966. Specifications for identity and purity and toxicological evaluation of food colours. Huitième rapport du Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. p. 88-92. Report No.: WHO/Food Add/66.25.

[JECFA] Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. 1983. Ponceau 4R. In: Toxicological evaluation of certain food additives and contaminants. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. Série Additifs alimentaires de l'OMS, no 18. Accès : www.inchem.org/documents/jecfa/jecmono/v18je12.htm

[JECFA] Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. 1984. Amaranth. In: Toxicological evaluation of certain food additives and contaminants. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. Série Additifs alimentaires de l'OMS, no 19. Accès : www.inchem.org/documents/jecfa/jecmono/v19je02.htm

[JECFA] Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. 2011. Evaluation of certain food additives and contaminants.Soixante-quatorzième rapport du Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires. Genève (Suisse) : Organisation mondiale de la santé. Série de rapports techniques de l'OMS, no 966. Accès : http://whqlibdoc.who.int/trs/WHO_TRS_966_eng.pdf

Jones, R., Ryan, A.J., Wright, S.E. 1964. The metabolism and excretion of tartrazine in the rat, rabbit and man. Food Cosmet. Toxicol.2:447-452.

Jung, R., Steinle, D., Anliker, R. 1992. A compilation of genotoxicity and carcinogenicity data on aromatic aminosulphonic acids. Food Chem. Toxicol. 30(7):635-660.

Kada, T., Tutikawa, K., Sadaie, Y. 1972. In vitro and host-mediated "rec-assay" procedures for screening chemical mutagens; and phloxine, a mutagenic red dye detected. Mutat. Res.16(2):165-174.

Karpinski, K., Nargundkar, M. 1992. Nova Scotia Nutrition Survey Methodology Report. Technical Document #E451311-001, Bureau des statistiques biologiques et des applications informatiques, Direction des aliments, Santé Canada.

Kawachi, T., Yahagi, T., Kada, T., Tazima, Y., Ishidate, M., Sasaki, M., Sugiyama, T. 1980. Cooperative program on short-term assays for carcinogenicity in Japan. IARC Sci. Publ. 27:323-330.

Keplinger, M.L., Kinoshita, F.K., Smith, S.H., Kennedy, G.L. Jr. 1976.Teratological evaluation of FD&C red no. 2 - a collaborative government-industry study. III. IBT's study. J. Toxicol. Environ. Health1(5):863-866.

Keplinger, M.L., Wright, P.L., Plank, J.B., Calandra, J.C. 1974. Teratologic studies with FD&C red no. 2 in rats and rabbits. Toxicol. Appl. Pharmacol. 28:209-215.

Khera, K.S., Przybylski, W., McKinley, W.P. 1974. Implantation and embryonic survival in rats treated with amaranth during gestation. Food Cosmet. Toxicol. 12(4):507-510.

Kihara, T., Yasuda, Y., Tanimura, T. 1977. Effects on pre- and post-natal offspring of pregnant rats fed food red no. 102. Teratology 16:111.

[Kirk-Othmer] Kirk-Othmer Encyclopedia of Chemical Technology. 2010. John Wiley & Sons, Inc.

Kornbrust, D., Barfknecht, T. 1985. Testing of 24 food, drug, cosmetic, and fabric dyes in the in vitro and the in vivo/in vitro rat hepatocytes primary culture/DNA repair assay. Environ. Mutagen. 7:101-120.

Kosaka, H., Nakamura, S. 1990. [Genotoxicity of synthetic dyes in umu test using Salmonella typhimurium TA1535/pSK1002 (1). Results of examination for acid dyes, direct dyes, disperse dyes and reactive dyes]. Sangyo Igaku 32(2):89-104. [en japonais].

Larsen, J.C., Meyer, T., Scheline, R.R. 1976. Reduction of sulphonated water-soluble azo dyes by caecal microorganisms from the rat. Acta Pharmacol. Toxicol. 38:353-357. [cité dans EFSA, 2010].

Larsson, K.S. 1975. Teratologic study with the dyes amaranth and Ponceau 4R in mice.Toxicology 4:75-82.

Lea, P.J., Pawlowski, A. 1987. Human tattoo: electronic microscopic assessment of epidermis, epidermal-dermal junction, and dermis. Int. J. Dermatol. 26(7):453-458.

Lecointe, P., Lesca, P. 1978. Absence of activity of amaranth (FD&C red no. 2) in the Salmonella/microsome mutagenicity test. Food Cosmet. Toxicol. 16(1):89-90.

Lewis, R.J. Sr. 2007. Hawley's condensed chemical dictionary. 15e éd. New York (NY) : John Wiley & Sons, Inc.

Lin, G.H.Y., Solodar, W.E. 1988. Structure-activity relationship studies on the mutagenicity of some azo dyes in the Salmonella/microsome assay.Mutagenesis 3(4):311-315.

Little, L.W., Lamb, J.C. III, Chillingworth, M.A., Durkin, W.B. 1974. Acute toxicity of selected commercial dyes to the fathead minnow and evaluation of biological treatment for reduction of toxicity. In: Proceedings of the 29^th Industrial Waste Conference, Purdue University, West Lafayette (IN). p. 524-534.

Little, L.W., Lamb, J.C. III. 1973. Acute toxicity of 46 selected dyes to the fathead minnow, Pimephales promelas. In: Dyes and the environment - Reports on selected dyes and their effects. Vol. 1. American Dye Manufacturers Institute, Inc. 130 p.

Loretz, L., Api, A.M., Barraj, L., Burdick, J., Davis, D.A., Dressler, W., Gilberti, E., Jarrett, G., Mann, S., Pan, Y.H.L., et al. 2006. Exposure data for personal care products: hairspray, spray perfume, liquid foundation, shampoo, body wash, and solid antiperspirant.Food Chem. Toxicol. 44:2008-2018.

Loretz, L.G., Api, A.M., Babcock, L., Barraj, L.M., Burdick, J., Cater, K.C., Jarrett, G., Mann, S., Pan, Y.H.L., Re, T.A., et al. 2008. Exposure data for cosmetic products: Facial cleanser, hair conditioner, and eye shadow. Food Chem. Toxicol. 46:1516-1524.

Loretz, L.J., Api, A.M., Barraj, L.M., Burdick, J., Dressler, W.E., Gettings, S.D., Han Hsu, H., Pan, Y.H.L., Re, T.A., Renskers, K.J., et al. 2005. Exposure data for cosmetic products: lipstick, body lotion, and face cream. Food Chem. Toxicol. 43:279-291.

MacPhee, C., Ruelle, R. 1969. Lethal effects of 1888 chemicals upon four species of fish from western North America. Moscou (Russie) : Forest, Wildlife, and Range Experiment Station.

Maekawa, A., Matsuoka, C., Onodera, H., Tanigawa, H., Furuta, K., Kanno, J., Jang, J.J., Hayashi, Y., Ogiu, T. 1987. Lack of carcinogenicity of tartrazine (FD&C yellow no. 5) in the F344 rat. Food. Chem. Toxicol.25(12):891-896.

Mamber, S.W., Bryson, V., Katz, S.E. 1983. The Escherichia coli WP2/WP100 rec assay for detection of potential chemical carcinogens. Mutat. Res. 119(2):135-144.

Mamber, S.W., Bryson, V., Katz, S.E. 1984. Evaluation of the Escherichia coli K12 inductest for detection of potential chemical carcinogens.Mutat. Res. 130(3):141-151.

Mannell, W.A., Grice, H.C., Lu, F.C., Allmark, M.G. 1958. Chronic toxicity studies on food colours. IV. Observations on the toxicity of tartrazine, amaranth and sunset yellow in rats. J. Pharm. Pharmacol.10(10):625-634.

Mansour, H.B., Barillier, D., Corroler, D., Ghedira, K., Chekir-Ghedira, L., Mosrati, R. 2009. In vitro study of DNA damage induced by acid orange 52 and its biodegradation derivatives. Environ. Toxicol. Chem. 28:489-495.

Marchisio, M.A., Dubini, M., Serra, G., Mennini, T., Manara, L. 1976. Excretion of 35S-tobias acid (2-naphthylamino, 1-sulfonic acid) by the rat after oral and intravenous administration. Br. J. Ind. Med.33(4):269-271.

Marmion, D.M. 1991. Handbook of U.S. colorants: foods, drugs, and cosmetics and medical devices. New York (NY) : John Wiley & Sons, Inc.

Martin, C.N., Kennelly, J.C. 1981. Rat liver microsomal azoreductase activity on four azo dyes derived from benzidine, 3,3′-dimethylbenzidine or 3,3′-dimethoxybenzidine. Carcinogenesis2(4):307-312.

Mason, P.L., et al. 1974. Long-term toxicity study of Ponceau 4R in mice. Rapport inédit no 1/1974. Présenté à l'Organisation mondiale de la santé par la British Industrial Biological Research Association. [cité dans JECFA, 1983; EFSA, 2009a].

Masson, P. 2002. Exposure to cosmetic products: General consideration - Calculation of exposure according to the SCCNFP Notes of Guidance. Bordeaux (France) : EVIC France.

Mastalski, K., Jenkins, D.H., Plank, J.B., Kinoshita, F.K., Keplinger, M.L., Calandra, J.C. 1975. Teratologic study in dogs with FD&C red no. 2. Toxicol. Appl. Pharmacol. 33:122-123.

Mehedi, N., Ainad-Tabet, S., Mokrane, N., Addou, S., Zaoui, C., Kheroua, O., Saidi, D. 2009. Reproductive toxicology of tartrazine (FD and C yellow no. 5) in Swiss albino mice. Am. J. Pharmacol. Toxicol.4(4):130-135.

Meyer, O., Hansen, E.V. 1975. Study of the embryotoxicity of the food color Ponceau 4 R in rats. Toxicology 5:201-207.

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

Miyagoshi, M., Hayakawa, Y., Nagayama, T. 1983. Studies on the mutagenicity of cosmetic azo-dyes. Eisei Kagaku 29:212-220.

Momma, J., Kawamata, K., Takada, K., Horiuchi, S., Tobe, M. 1981. A study on teratogenicity of new coccine, food red no. 102, in mice. Eisei Shikenjo Hokoku 99:73-78.

Mortelmans, K., Haworth, S., Lawlor, T., Speck, W., Tainer, B., Zeiger, E. 1986. Salmonellamutagenicity tests: II. Results from the testing of 270 chemicals. Environ. Mutagen. 8(suppl. 7):1-119.

Moutinho, I.L., Bertges, L.C., Assis, R.V. 2007. Prolonged use of the food dye tartrazine (FD&C yellow no 5) and its effects on the gastric mucosa of Wistar rats. Braz. J. Biol. 67(1):141-145.

Mpountoukas, P., Pantazaki, A., Kostareli, E., Christodoulou, P., Kareli, D., Poliliou, S., Mourelatos, C., Lambropoulou, V., Lialiaris, T. 2010. Cytogenetic evaluation and DNA interaction studies of the food colorants amaranth, erythrosine and tartrazine. Food Chem. Toxicol. 48(10):2934-2944.

Munro, I.C., Ford, R.A., Kennepohl, E., Sprenger, J.G. 1996. Correlation of structural class with no-observed-effect levels: a proposal for establishing a threshold of concern. Food Chem. Toxicol. 34(9):829-867.

Münzner, R. 1979. Mutagenicity testing of the urine of rats treated with amaranth. Food Cosmet. Toxicol. 17(5):563.

Münzner, R., Wever, J. 1987. Mutagenic activity of the feces of rats following oral administration of tartrazine. Arch. Toxicol.60:328-330.

Muzzall, J.M., Cook, W.L. 1979. Mutagenicity test of dyes used in cosmetics with the Salmonella/mammalian-microsome test. Mutat. Res. 67(1):1-8.

Nakamura, S., Kosaka, H., Ugawa, M. 1993. [Genotoxicity of chemical synthetic dyes. Results of umu test using Salmonella typhimuriumTA1535/pSK1002]. Hen'igensei Shiken 2(3):162-174. [en japonais].

[NCI] National Chemical Inventories [base de données sur CD-ROM]. 2012. 2e éd. Columbus (OH) : American Chemical Society. [consulté le 13 octobre 2013]. Accès : www.cas.org/products/other-cas-products/nci-on-cd

Nelson, A.A., Hagan, E.C. 1953. Production of fibrosarcomas in rats at site of SQ infection of various food dyes. Fed. Proc. 12:397-398. [cité dans CIRC, 1975b].

Nesnow, S., Bergman, H., Bryant, B.-J., Helton, S., Richard, A. 1988. A CASE-SAR study of mammalian hepatic azoreduction. J. Toxicol. Environ. Health24(4):499-514.

Neumann, H.G. 2005. Monocyclic aromatic amino and nitro compounds: toxicity, genotoxicity and carcinogenicity, classification in a carcinogen category. In: The MAK-Collection Part I: MAK Value Documentations, Vol. 21. Weinheim (Allemagne) : Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG).

Neumann, H.G. 2010. Aromatic amines: mechanisms of carcinogenesis and implications for risk assessment. Frontiers Biosci. 15:1119-1130.

[New EQC] New Equilibrium Criterion Model. 2011. Version 1.00 (Beta). Peterborough (Ont) : Université Trent, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. Accès : www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/NewEQCv100.html

[NTP] National Toxicology Program. 1992. Chemical Repository Database. Research Triangle Park (NC) : National Institutes of Health, Institute of Environmental Health Sciences, National Toxicology Program. [cité dans Cameo Chemicals, 2013].

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2002. SIDS summary risk assessment report for: 4,4′-Methylenedianiline (MDA). CAS no. 101-77-9. EINECS no. 202-974-4. Accès : www.inchem.org/documents/sids/sids/101779.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2004a. Emission scenario document on textile finishing industry [en ligne]. Paris (France) : Organisation de coopération et de développement économiques, Direction de l'environnement. Report No.: ENV/JM/MONO(2004)12, JT00166691. Accès : www.oecd.org/dataoecd/2/47/34003719.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2004b. Chemicals Screening Information Dataset (SIDS) for Cooperative Chemicals Assessment Programme. Accès : http://webnet.oecd.org/hpv/ui/Publications.aspx

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2014. Guidance on Grouping of Chemicals. Second Edition. Series on Testing & Assessment No. 194. Accès : http://www.oecd.org/officialdocuments/publicdisplaydocumentpdf/?cote=env/jm/mono(2014)4&doclanguage=en

Øllgaard, H., Frost, L., Galster, J., Hansen, O.C. 1998. Survey of azo-colorants in Denmark: Consumption, use, health and environmental aspects.Copenhague (Danemark) : Ministry of Environment and Energy, Environmental Protection Agency du Danemark. Accès : www2.mst.dk/udgiv/publications/1999/87-7909-548-8/pdf/87-7909-546-1.pdf

Oster, G. 1955. Dye binding to high polymers. J. Polym. Sci. 16:235-244.

Ozaki, A., Kitano, M., Itoh, N., Kuroda, K., Furusawa, N., Masuda, T., Yamaguchi, H. 1998. Mutagenicity and DNA-damaging activity of decomposed products of food colours under UV irradation. Food Chem. Toxicol. 36(9-10):811-817.

Pan, H., Feng, J., Cerniglia, C.E., Chen, H. 2011. Effects of orange II and sudan III azo dyes and their metabolites on Staphylococcus aureus. J. Ind. Microbiol. Biotechnol. 38:1729-1738.

Patterson, R.M., Butler, J.S. 1982. Tartrazine-induced chromosomal aberrations in mammalian cells. Food Chem. Toxicol. 20(4):461-465.

Pérez-Urquiza, M., Beltrán, J.L. 2001. Determination of the dissociation constants of sulfonated azo dyes by capillary zone electrophoresis and spectrophotometry methods. J. Chromatogr. A917:331-336.

Peterson, F.J., Mason, R.P., Holtzman, J.L. 1977.Microsomal azo reduction - role of cytochrome-P-450 and NADPH cytochrome-c reductase. Pharmacologist19:210. [cité dans EFSA, 2010].

Phillips, J.C., Bex, C.S., Gaunt, I.F. 1982. The metabolic disposition of 14C-labelled Ponceau 4R in the rat, mouse and guinea-pig. Food Chem. Toxicol. 20(5):499-505.

Phillips, J.C., Bex, C.S., Mendis, D., Walters, D.G., Gaunt, I.F. 1987. Metabolic disposition of 14C-labelled amaranth in the rat, mouse and guinea-pig.Food Chem. Toxicol. 25(12):947-954. [cité dans EFSA, 2010].

Pino, A., Maura, A., Gardella, A. 1996. Induction of micronuclei in bone marrow of male and female rats following oral administration of metanil yellow.Toxic Subst. Mech. 15(1):43-47.

Pollastrini, M.T., Barea, M., Salas, J. 1990. [Genotoxic study of commercial dyes with tartrazine base in S. typhimurium his- and E. colitrp-]. Rev. Sanid. Hig. Publica (Madr.)64(3-4):203-209. [en espagnol].

Poul, M., Jarry, G., Elhkim, M.O., Poul, J.M. 2009. Lack of genotoxic effect of food dyes amaranth, sunset yellow and tartrazine and their metabolites in the gut micronucleus assay in mice. Food Chem. Toxicol.47(2):443-448.

Prasad, O. 1986. Induction of dominant lethals by two nonpermitted food colors metanil yellow and orange II in albino mice. Proc. Indian Natl. Sci. Acad. B56(4):343-345.

Prasad, O., Rastogi, P.B. 1982a. Carcinogenic effect of common food colour metanil yellow on albino mice. Nat. Acad. Sci. Lett. 5:205-208.

Prasad, O., Rastogi, P.B. 1982b. Orange II induced cytogenetical changes in albino mice.Experientia 38:1240-1242.

Price, P.J., Suk, W.A., Freeman, A.E., Lane, W.T., Peters, R.L., Vernon, M.L., Huebner, R.J. 1978. In vitro and in vivo indications of the carcinogenicity and toxicity of food dyes. Int. J. Cancer 21(3):361-367.

Pritchard, A.B., Holmes, P.A., Kirschman, J.C. 1976. The fate of FD&C red no. 2 and its metabolite, naphthionic acid, after different routes of administration in the rat. Toxicol. Appl. Pharmacol. 35(1):1-10.

Prival, M.J., Davis, V.M., Peiperl, M.D., Bell, S.J. 1988. Evaluation of azo food dyes for mutagenicity and inhibition of mutagenicity by methods using Salmonella typhimurium. Mutat. Res.206(2):247-259.

Radomski, J.L., Mellinger, T.J. 1962. The absorption, fate and excretion in rats of the water-soluble azo dyes, FD&C Red No. 2, FD&C Red No. 4, and FD&C Yellow No. 6. J. Pharmacol. Exp. Ther.136:259-266. [cité dans EFSA, 2010].

Rafii, F., Hall, J.D., Cerniglia, C.E. 1997. Mutagenicity of azo dyes used in foods, drugs and cosmetics before and after reduction by Clostridiumspecies from the human intestinal tract. Food Chem. Toxicol. 35(9):897-901.

Rastogi, P.B., Levin, R.E. 1996. Metabolic activation and inactivation of metanil yellow and orange II in the Salmonella typhimurium his- reversion assay. J. Food Prot. 59(3):244-248.

Rastogi, P.B., Thilly, W.G., Shirname-More, L. 1991. Long-term low-dose mutation studies in human cells: metanil yellow and orange II. Mutat. Res.249(1):265-273.

Rathore, V.S., Saxena, R., John, P.J. 1989. Acute toxicity of textile dyes to Channapunctatus. J. Nat. Conserv.1(2):155-157.

Raza, H., Singh, G.B., Khanna, S.K. 1981. Mode of bio degradation of metanil yellow in rats. Annual Meeting and 2^nd Congress of the Federation of Asian and Oceanian Biochemists, Bangalore (India), December 14-18, 1980. Indian J. Biochem. Biophys. 18(4):151.

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

Reckitt Benckiser. 2006. Fiche signalétique : Vanish Versatile Oxi Action. Accès : https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=2&ved=0CEAQFjAB&url=http%3A%2F%2Foneeuro.hu%2Findex.php%3Foption%3Dcom_rokdownloads%26view%3Dfile%26task%3Ddownload%26id%3D1142%253Apsds-vanishmultigel-2005-10-13-reckitt-benckiser%26Itemid%3D124&ei=2v1eUqzyFPTF4AOzlYCoDw&usg=AFQjCNGSyo6wE1jL5SmGrP8eQKsvTEAk0g&sig2=oMqQjNKhellq5ei6KjFu-Q&bvm=bv.54176721,d.dmg

Reifferscheid, G., Heil, J. 1996. Validation of the SOS/umu test using test results of 486 chemicals and comparison with the Ames test and carcinogenicity data. Mutat. Res. 369(3-4):129-145.

Renner, H.W. 1984. Tartrazine - a reinvestigation by in vivo cytogenetic methods.[lettre à l'éditeur de la revue]. Food Chem. Toxicol.22(4):327.

Ricca Chemical Company. 2004. Fiche signalétique : Metanil Yellow Stain [en ligne]. Arlington (TX) : Ricca Chemical Company LLC. Accès : http://www.riccachemical.com/Technical-Support/MSDS/R4810000

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement (Pays-Bas)]. 2002. Children's Toys Fact Sheet: To assess the risks for the consumer. RIVM report 612810012/2002. Pays-Bas : RIVM (Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement). Accès : http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/612810012.pdf

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement (Pays-Bas)]. 2006a. Cosmetics fact sheet: To assess the risks for the consumer. Updated version for ConsExpo 4 [en ligne]. Bilthoven (Pays-Bas) : RIVM (Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement). Report No.: 320104001/2006. Accès : www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320104001.pdf

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement (Pays-Bas)]. 2006b. Cleaning products fact sheet: to assess the risks for the consumer [en ligne]. Bilthoven (Pays-Bas) : RIVM (Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement). Report No: 320104003/2006. Accès : www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320104003.pdf

Rofe, P. 1957. Azo dyes and Heinz bodies. Br. J. Ind. Med. 14:275-280.

Rosner, E. 1999a. 14-day oral toxicity (gavage) study in the rat. Itingen (Suisse) : RCC Ltd. RCC Report No.: 736288.

Rosner, E. 1999b. 14-day oral toxicity (gavage) study in the rat. Itingen (Suisse) : RCC Ltd. RCC Report No.: 746460.

Roxon, J.J., Ryan, A.J., Welling, P.G., Wright, S.E. 1967. Origin of urinary sulfanilic acid from tartrazine. Food Cosmet. Toxicol.5(3):447-449. [cité dans EFSA, 2010].

Ruddick, J.A., Willes, R.F., Stavric, B., Munro, I. 1977. Teratology 15:31A. [cité dans EFSA, 2010].

Rufli, H.,Fisk, P.R., Girling, A.E., King, J.M.H., Länge, R., Lejeune, E.X. Stelter, N., Stevens, C.,Suteau, P., Tapp, J., et al. 1998. Aquatic toxicity testing of sparingly soluble, volatile, and unstable substances and interpretation and use of data. Ecotoxicol. Environ. Saf. 39:72-77.

Sakuratani Y, Sato S, Nishikawa S, Yamada J, Maekawa A, et Hayashi M. 2008. Category analysis of the substituted anilines studied in a 28-day repeat-dose toxicity test conducted on rats: correlation between toxicity and chemical structure. SAR QSAR Environ Res.19(7-8):681-96.

Sankaranarayanan, N., Murthy, M.S. 1979. Testing of some permitted food colors for the induction of gene conversion in diploid yeast. Mutat. Res. 67:309-314.

Santa Cruz. 2009. Fiche signalétique : Brilliant Black BN [en ligne]. Santa Cruz (CA) : Santa Cruz Biotechnology, Inc. Accès : http://datasheets.scbt.com/sc-214622.pdf

Santa Cruz. 2010. Fiche signalétique : Direct Yellow 50 [en ligne]. Santa Cruz (CA) : Santa Cruz Biotechnology, Inc. Accès : http://datasheets.scbt.com/sc-214914.pdf

Santé Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Rapport inédit. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Direction de l'hygiène du milieu.

Santé Canada. 2008. Classement des produits situés à fa frontière entre les cosmétiques et les drogues. Ottawa (ON) : Santé Canada, Direction générale des produits de santé et des aliments, et Direction générale de la santé environnementale et de la sécurité des consommateurs. [consulté le 12 décembre 2014]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/cps-spc/alt_formats/hecs-sesc/pdf/pubs/indust/cosmet_drug_guide-drogue_ref/cosmet_drug_guide-drogue_ref-fra.pdf

Santé Canada. 2010. Proposition de Santé Canada pour rehausser les exigences relatives aux colorants alimentaires dans le cadre de l'étiquetage des aliments - Février 2010. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Bureau d'innocuité des produits chimiques, Direction des aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments. [consulté le 21 mars 2013]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fn-an/consult/_feb2010-food-aliments-col/draft-ebauche-fra.php

Santé Canada. 2011b. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Rapport de suivi sur une substance inscrite à la LSIP - Aniline, Numéro de registre du Chemical Abstracts Service 62-53-3 [en ligne]. [consulté en octobre 2013]. Accès : http://www.ec.gc.ca/ese-ees/default.asp?lang=Fr&n=495117B5-1 lang=En&n=CCDA73CC-1

Santé Canada. 2012. Liste des colorants autorisés (Listes des additifs alimentaires autorisés) [en ligne]. Ottawa (Ont) : Santé Canada. [consulté en octobre 2012]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fn-an/securit/addit/list/3-colour-color-fra.php

Santé Canada. 2012. Liste des colorants autorisés (Listes des additifs alimentaires autorisés) [en ligne]. Ottawa (Ont) : Santé Canada. [consulté en octobre 2012]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fn-an/securit/addit/list/3-colour-color-fra.php

Santé Canada. 2014. Liste critique des ingrédients. Liste des ingrédients dont l'usage est interdit dans les cosmétiques - Mars 2011 [en ligne]. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Sécurité des produits de consommation. [consulté en septembre 2012]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/cps-spc/alt_formats/pdf/cosmet-person/hot-list-critique/hotlist-liste-fra.pdf

Sasaki, Y.F., Kawaguchi, S., Kamaya, A., Ohshita, M., Kabasawa, K., Iwama, K., Taniguchi, K., Tsuda, S. 2002. The comet assay with 8 mouse organs: results with 39 currently used food additives. Mutat. Res.519(1-2):103-119.

[SCF] Comité scientifique de l'alimentation humaine. 1983. Report of the Scientific Committee for Food on colouring matters authorized for use in foodstuffs intended for human consumption. In: Reports of the Scientific Committee for Food. (14^e série). Report No.: EUR 8752 EN. Accès : http://ec.europa.eu/food/fs/sc/scf/reports/scf_reports_14.pdf

ScienceLab. 2013. Fiche signalétique : Metanil Yellow [en ligne]. Houston (TX) : Sciencelab.com, Inc. Accès : http://www.sciencelab.com/msds.php?msdsId=9924629

Scott, B., Moore, L. 2000. Assessment of the risks to human health posed by azo colourants in toys, writing inks and paper products, and analysis of the advantages and drawbacks of restrictions on their marketing and use. Rapport final. Laboratory of the Government Chemist.

[SDA] Soap and Detergent Association. 2010. Appendix II-A-1: Dermal exposure parameters to estimate screening exposures to consumer products - North America. In: Consumer product ingredient safety: exposure and risk screening methods for consumer product ingredients. 2e éd. Washington (DC) : Soap and Detergent Association.

Shaul, G.M., Holdsworth, T.J., Dempsey, C.R., Dostal, K.A. 1990. Fate of water soluble azo dyes in the activated sludge process. Chemosphere22(1-2):1117-1119.

Shimada, C., Kano, K., Sasaki, Y.F., Sato, I., Tsudua, S. 2010. Differential colon DNA damage induced by azo food additives between rats and mice. J. Toxicol. Sci. 35(4):547-554.

Singh, G.B., Khanna, S.K. 1979. Toxicity studies in rats fed orange II. Indian J. Exp. Biol. 17(10):1100-1102.

Singh, R.L. 1989. Metabolic disposition of [14C]-metanil yellow in rats. Biochem. Int. 19(5):1109-1116.

Singh, R.L., Khana, S.K., Singh, G.B. 1991. Metabolic disposition of carbon-14-labelled metanil yellow in guinea-pigs. Vet. Hum. Toxicol.33(3):220-223.

Singh, R.L., Khanna, S.K., Singh, G.B. 1987. Acute and short-term toxicity studies in orange II. Vet. Hum. Toxicol. 29(4):300-304.

Singh, S., Das, M., Khanna, S.K. 1995. Bio-metabolic disposition of metanil yellow, orange II and their blend by caecal microflora of rats. Indian J. Exp. Biol. 33(7):543-544.

Singh, S., Das, M., Khanna, S.K. 1997. Comparative azo reductase activity of red azo dyes through caecal and hepatic microsomal fraction in rats. Indian J. Exp. Biol. 35(9):1016-1018.

Smyth, S.A. 2012. Wastewater 101: for CMP monitoring. Présentation à la Direction des sciences et de l'évaluation des risques d'Environnement Canada, Gatineau (Qc), le 16 octobre 2012.

Sperry, K. 1992. Tattoos and tattooing. Part II: Gross pathology, histopathology, medical complications, and applications. Am. J. Forensic Med. Pathol. 13(1):7-17.

Srivastava, L.P., Khanna, S.K., Singh, G.B., Murti, C.R. 1982. In vitro studies on the biotransformation of metanil yellow. Environ. Res.27:185-189.

Stanford Research Institute. 1972. Study of mutagenic effects of FD and C red no. 2 (FDA 71-23). Springfield (VA) : National Technical Information Service. Report No.: FDABF-GRAS-080. Document No.: PB-221814. 132 p.

Statistique Canada. 2004. Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes - Nutrition (ESSC). Renseignements détaillés pour 2004 (Cycle 2.2) [en ligne]. Ottawa (Ont.) : Statistique Canada. Accès : http://www.statcan.gc.ca/cgi-bin/imdb/p2SV_f.pl?Function=getSurvey&SDDS=5049&lang=en&db=imdb&adm=8&dis=2

Statistique Canada. 2012. Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) - Cycle 1. Ottawa (ON) : Statistique Canada. Disponible sur demande.

Stingley, R.L., Zou, W., Heinze, T.M., Chen, H., Cerniglia, C.E. 2010. Metabolism of azo dyes by human skin microbiota. J. Med. Microbiol. 59:108-114.

Sundarrajan, M., Fernandis, A.Z., Subrahmanyam, G., Prabhudesai, S., Krishnamurthy, S.C., Rao, K.V.K. 2000. Overexpression of G1/S cyclins and PCNA and their relationship to tyrosine phosphorylation and dephosphorylation during tumor promotion by metanil yellow and malachite green. Toxicol. Lett. 116(1-2):119-130.

Sundarrajan, M., Prabhudesai, S., Krishnamurthy, S.C., Rao, K.V.K. 2001. Effect of metanil yellow and malachite green on DNA synthesis in N-nitrosodiethylamine induced preneoplastic rat livers. Indian J. Exp. Biol. 39(9):845-852.

Sweeney, E.A., Chipman, J.K., Forsythe, S.J. 1994. Evidence for direct-acting oxidative genotoxicity by reduction products of azo dyes. Environ. Health Perspect. 102(suppl. 6):119-122.

Tamaro, M., Banfi, E. 1976. Comparative mutagenicity test of dyes on E. coli Wp2 and S. typhimurium as indicator organisms.Boll. Ist. Sieroter. Milan. 55:191-194.

Tanaka, T. 1992. Effects of amaranth on F1 generation mice. Toxicol. Lett.60(3):315-324.

Tanaka, T. 1993. Reproductive and neurobehavioral effects of amaranth administered to mice in drinking water. Toxicol. Ind. Health9(6):1027-1035.

Tanaka, T. 2006a. Reproductive and neurobehavioural toxicity study of Ponceau 4R administered to mice in the diet. Food Chem. Toxicol.44(10):1651-1658.

Tanaka, T. 2006b. Reproductive and neurobehavioural toxicity study of tartrazine administered to mice in the diet. Food Chem. Toxicol. 44(2):179-187.

Tanaka, T., Takahashi, O., Oishi, S., Ogata, A. 2008. Effects of tartrazine on exploratory behavior in a three-generation toxicity study in mice.Reprod. Toxicol. 26(2):156-163.

Tarimci, N., Agabeyoglu, I., Gönül, N., Baykara, T. 1987. Investigation of stability of the pharmaceutical colorants exposed to sunlight. FABAD (J. Pharm. Sci.) 12:289-295. [cité dans HSDB, 1983- ].

[Therapeutic Guidelines] Therapeutic Guidelines Limited. 2008. Lund and Browder chart for calculating the percentage of total body surface area burnt (Figure 14.19). Publié dans eTG complete, mars 2008. Disponible sur demande.

Tonogai, Y., Ito, Y., Iwaida, M., Tati, M., Ose, Y., Sato, T. 1979. Studies on the toxicity of coal tar dyes. 2. Examination of the biological reaction of coal tar dyes to vital body. J. Toxicol. Sci. 4:211-220.

Tonogai, Y., Ogawa, S., Ito, Y., Iwaida, M. 1982. Actual survey on TLm (median tolerance limit) values of environmental pollutants, especially on amines, nitriles, aromatic nitrogen compounds and artificial dyes. J. Toxicol. Sci. 7:193-203.

Tripathy, N.K., Nabi, M.J., Sahu, G.P., Kumar, A.A. 1995. Genotoxicity testing of two red dyes in the somatic and germ line cells of Drosophila.Food Chem. Toxicol. 33(11):923-927.

Tsuda, S., Murakami, M., Matsusaka, N., Kano, K., Taniguchi, K., Sasaki, Y.F. 2001. DNA damage induced by red food dyes orally administered to pregnant and male mice. Toxicol. Sci. 61:92-99.

Urakubo, G. 1967. Distribution (in experimental animals) and excretion of sulfur-35-labelled Ponceau MX. Shokuhin Eiseigaku Zasshi 8:489-493. [cité dans CIRC, 1975a].

[UE] Union européenne. 2006. Règlement (CE) no 1907/2006 du Parlement européen et du Conseil du 18 décembre 2006 concernant l'enregistrement, l'évaluation et l'autorisation des substances chimiques, ainsi que les restrictions applicables à ces substances (REACH), instituant une agence européenne des produits chimiques, modifiant la directive 1999/45/CE et abrogeant le règlement (CEE) no 793/93 du Conseil et le règlement (CE) no 1488/94 de la Commission ainsi que la directive 76/769/CEE du Conseil et les directives 91/155/CEE, 93/67/CEE, 93/105/CE et 2000/21/CE de la Commission [en ligne]. Journal officiel de l'Union européenne L 396:1-849. Accès : http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=oj:l:2006:396:0001:0849:fr:pdf

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1994. Generic scenario - fabric finishing. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Chemical Engineering Branch.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1997. Exposure factors handbook.Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Research and Development, National Center for Environmental Assessment.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2009. Screening-level hazard characterization - mononitroanilines category: 2-nitrobenzenamine (CASRN 88-74-4), 4-nitrobenzenamine (CASRN 100-01-6) [en ligne]. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis. Accès : www.epa.gov/hpvis/hazchar/Category_Mononitroanilines_Sept2009.pdf

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2012. Standard operating procedures for residential pesticide exposure assessment. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pesticide Programs, Health Effects Division. Accès : www.epa.gov/pesticides/science/EPA-OPP-HED_Residential%20SOPS_Feb2012.pdf

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 1964. Rapport inédit soumis à l'Organisation mondiale de la santé par la Food and Drug Administration des États-Unis. [cité dans EFSA, 2010].

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 2010. Food Advisory Committee meeting materials - Interim toxicology review memorandum (certified color additives). [consulté le 25 mars 2013]. Accès : www.fda.gov/AdvisoryCommittees/CommitteesMeetingMaterials/FoodAdvisoryCommittee/ucm²48008.htm

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 2011a. Background document for the Food Advisory Committee: certified color additives in food and possible association with attention deficit hyperactivity disorder in children. [consulté le 21 mars 2013]. Accès : www.fda.gov/downloads/AdvisoryCommittees/CommitteesMeetingMaterials/FoodAdvisoryCommittee/UCM248549.pdf

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 2011b. Quick minutes: Food Advisory Committee meeting March 30-31, 2011. [consulté le 21 mars 2013]. Accès : www.fda.gov/AdvisoryCommittees/CommitteesMeetingMaterials/FoodAdvisoryCommittee/ucm²50901.htm

[USFDA] Food and Drug Administration des États-Unis. 2013. Overview of food ingredients, additives & colors. [consulté le 21 mars 2013]. Accès : www.fda.gov/Food/IngredientsPackagingLabeling/FoodAdditivesIngredients/ucm094211.htm

[US NRC] US National Research Council. 1986. Nutrient Adequacy. National Academy Press, p. 16-25.

Vaidya, V.G., Godbole, N.N. 1978. Effects of metanil yellow on human leukocyte chromosomes in vitro. Indian J. Exp. Biol.16:820-821.

Venturini, S., Tamaro, M. 1979. Mutagenicity of anthraquinone and azo dyes in Ames' Salmonella typhimurium test. Mutat. Res.68(4):307-312.

Vinayak. 2013. Fiche signalétique : Chocolate Brown HT [en ligne]. Monmouth (NJ) : Vinayak Corporation. Accès : http://www.vinayakcorporation.com/lbrimsdc.htm

Viola, M., Nosotti, A. 1978. Application of the Ames test on some dyes. Boll. Chim. Farm. 117(7):402-415.

von der Hude, W., Behm, C., Gürtler, R., Basler, A. 1988. Evaluation of the SOS chromotest. Mutat. Res. 203(2):81-94.

Watabe, T., Ozawa, N., Kobayashi, F., Kurata, H. 1980. Reduction of sulphonated water-soluble azo dyes by micro-organisms from human faeces.Food Cosmet. Toxicol. 18(4):349-352.

Weerdesteijn, M.C.H., Bremner, H.J., Zeilmaker, M.J., van Veen, M.P. 1999. Hygienic cleaning products used in the kitchen. Bilthoven (Pays-Bas) : Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu(RIVM) [Institut national néérlandais de la santé publique et de l'environnement]. RIVM Report No.: 612810008. Accès : http://rivm.openrepository.com/rivm/bitstream/10029/10194/1/612810008.pdf

Wever, J., Muenzner, R., Renner, H.W. 1989. Testing of sunset yellow and orange II for genotoxicity in different laboratory animal species.Environ. Mol. Mutagen. 13(3):271-276.

Whitehouse, P., Mallett, M. 1993. Aquatic toxicity testing for notification of new substances. An advisory document on dealing with difficult substances.Rapport présenté à la Chemical Notification Unit, Department of the Environment, WRc plc., Medmenham, Marlow, Buckinghamshire (Royaume-Uni). [cité dans Rufli et al., 1998; Cleuvers et Weyers, 2003].

Willes, R.F., Stavric, B., Craig, J.C., Ruddick, J.A. 1980. Circulating naphthionic acid in nonpregnant and pregnant rats after feeding amaranth.Toxicol. Appl. Pharmacol. 54:276-284.

Willheim, R., Ivy, A.C. 1953. A preliminary study concerning the possibility of dietary carcinogenesis. Gastroenterology 23:1-19. [cité dans CIRC, 1975b].

Wollny, H.E. 1999a. Salmonella typhimurium and Escherichia coli reverse mutation assay for azo dyes with D&C Orange 4. Rossdorf (Allemagne) : RCC Ltd. RCC-CCR Project No.: 636401.

Wollny, H.E. 1999b. Cell mutation assay at the thymidine kinase locus (TK +/-) in mouse lymphoma L5178Y cells with D&C Orange 4 (C.I. 15510). Rossdorf (Allemagne) : RCC Ltd. RCC-CCR Project No.: 636402.

Wormuth, M., Scheringer, M., Hungerbühler, K. 2005. Linking the use of scented consumer products to consumer exposure to polycyclic musk fragrances. J. Ind. Ecol. 9(1-2):237-258.

Wormuth, M., Scheringer, M., Vollenweider, M., Hungerbühler, K. 2006. What are the sources of exposure to eight frequently used phthalic acid esters in Europeans? Risk Analysis 26(3):803-824.

Wu, X. Bennett, D.H., Ritz, B., Cassady, D.L., Lee, K., Hertz-Picciotto, I. 2010. Usage pattern of personal care products in California households.Food Chem. Toxicol. 48:3109-3119.

Yamada, M., Kato, Y., Nakamura, M., Ito, Y. 1995. Mutagenicity study of Sunset Yellow Fcf and its impurity. Foods Food Ingredients J. Jpn. 164:93-99. [cité dans CCRIS, 2012].

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

Zeiger, E., Anderson, B., Haworth, S., Lawlor, T., Mortelmans, K. 1988. Salmonellamutagenicity tests: IV. Results from the testing of 300 chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 11(suppl. 12):1-157.

Zeiger, E., Anderson, B., Haworth, S., Lawlor, T., Mortelmans, K. 1992. Salmonellamutagenicity tests: V. Results from the testing of 311 chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 19(suppl. 21):2-141.

Zeilmaker, M.J., Kroese, E.D., van Haperen, P., van Veen, M.P., Bremmer, H.J., van Kranen, H.J., Wouters, M.F.A., Janus, J.A. 1999. Cancer risk assessment of azo dyes and aromatic amines from garment and footwear [en ligne]. Bilthoven (Pay-Bas) : Rijkinstituut voor Volkgezondheid en Milieu (RIVM) [Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement]. RIVM Report No.: 601503 014. Accès : www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/601503014.html

Zeilmaker, M.J., van Kranen, H.J., van Veen, M.P., Janus, J.A. 2000. Cancer risk assessment of azo dyes and aromatic amines from tattoo bands, folders of paper, toys, bed clothes, watch straps and ink. RIVM report 601503 019. Février 2000. [en ligne]. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM) [Institut national néérlandais pour la santé publique et l'environnement]. 45 p. Accès : http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/601503019.html

Zhou, Y., You, X. Ye, X. 1987. Mutagenicity of benzidines and their congener derivative dyes. Huanjing Kexue 8(2):31-34.

Zhurkov, V.S. 1975. Investigation of the mutagenic activity of drug preparations and food additives in a culture of human lymphocytes. Sov. Genet.11:528-530.

Annexes

• Annexe A : Tableauaux de données supplémentaires pour les identités des substances
• Annexe B : Calculs de l'exposition en milieu aquatique pour les colorants acides azoïques
• Annexe C : Résumé des estimations de l'exposition alimentaire
• Annexe D : Estimations des expositions dues à l'utilisation de produits de consommation
• Annexe E : Colorants acides azoïques ayant des effets préoccupants

Date de modification :

2016-06-17