Ébauche d'évaluation préalable Sulfure d'hydrogène (H2S), hydrogénosulfure de sodium (Na(SH)) et sulfure de disodium (Na2S)

Numéros de registre du Chemical Abstracts Service 7783-06-4, 16721-80-5, 1313-82-2

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada

septembre 2017

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Table des matières

Liste des tableaux

Sommaire

Conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], la ministre de l'Environnement et la ministre de la Santé ont effectué une évaluation préalable du sulfure d'hydrogène (H2S), de l'hydrogénosulfure de sodium (Na(SH)) et du sulfure de disodium (Na2S), portant le numéro d'enregistrement du Chemical Abstracts Service (NE CAS)Note de bas de page 1 7783-06-4, 16721-80-5 et 1313-82-2, respectivement. L'évaluation de ces substances a été jugée prioritaire, car elles répondent aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE.

Le sulfure d'hydrogène est un gaz inorganique d'origine naturelle produit par la dégradation anaérobie de la matière organique, et il est donc abondant dans les sédiments anaérobies et l'eau, et dans les déchets biologiques. Il est également présent à l'état naturel dans l'huile de pétrole brut, le gaz naturel, les gaz volcaniques et les sources chaudes, et il est rejeté par ces sources surtout dans l'atmosphère et dans l'eau, dans des conditions environnementales précises. Il peut également être rejeté à la suite d'activités anthropiques. Parmi les activités industrielles qui rejettent du sulfure d'hydrogène au Canada figurent les installations pétrolières et gazières, les usines de pâtes et papiers kraft, les usines de traitement des eaux usées, l'exploitation minière et les exploitations d'élevage intensif.

L'hydrogénosulfure de sodium est utilisé au Canada comme intermédiaire chimique, dans des utilisations commerciales dans les teintures pour textiles, les peintures, les revêtements, les produits agricoles non pesticides et les matériaux de construction (bois et bois d'ingénierie). Le sulfure de disodium est utilisé au Canada dans les usines de pâtes et papiers, dans le traitement des eaux usées, dans l'exploitation minière et la fusion, et dans les emballages alimentaires qui ne sont pas en contact direct avec les aliments. Ces deux substances se dissocient pour former des anions sulfure et bisulfure, ainsi que du sulfure d'hydrogène, si elles sont rejetées dans l'eau. Comme il est probable que ces substances sont rejetées dans l'air et les milieux aquatiques, l'évaluation environnementale est donc axée sur le sulfure d'hydrogène. De même, si la population canadienne générale était exposée à de l'hydrogénosulfure de sodium ou du sulfure de disodium non dissocié, l'un ou l'autre sel s'hydrolyserait rapidement et complètement dans les liquides corporels pour former du sulfure d'hydrogène. Aucun danger additionnel particulier n'est associé à l'un ou l'autre des sels outre le danger associé au sulfure d'hydrogène. Par conséquent, la caractérisation des risques pour la santé humaine est axée sur l'exposition au sulfure d'hydrogène.

Au Canada, une importante base de données contenant de nombreuses mesures révèle que le sulfure d'hydrogène est présent dans l'air, les eaux de surface et les effluents d'eaux usées à proximité des usines de pâtes et papiers, des installations pétrolières et gazières, des usines de traitement des eaux usées et des exploitations d'élevage.

Le sulfure d'hydrogène peut être nocif pour les organismes aquatiques et les végétaux terrestres lorsqu'ils y sont exposés à de faibles concentrations. Cependant, dans le cas des végétaux, de faibles concentrations peuvent également avoir un effet stimulant.

Selon une analyse du quotient du risque, il est peu probable que les concentrations actuelles de sulfure d'hydrogène dans l'air près de sources anthropiques au Canada soient suffisamment élevées pour avoir des effets néfastes sur la faune et la flore terrestres; de même, il est peu probable que les concentrations présentes dans les eaux de surface près de ces sources aient des effets néfastes sur les organismes aquatiques.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d'évaluation préalable, ces substances présentent un faible risque d'effet nocif sur les organismes et sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est donc proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne répondent pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

L'inhalation devrait être la voie principale d'exposition de la population générale au sulfure d'hydrogène, et c'est pourquoi l'évaluation des effets sur la santé a porté sur les données qui examinent les effets produits par cette voie. Aucune classification de génotoxicité ou de cancérogénicité établie par d'autres organismes nationaux ou internationaux de réglementation n'a été répertoriée. Les renseignements disponibles n'indiquent pas que le sulfure d'hydrogène est génotoxique ou cancérogène. Les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant sont basées sur un examen des données de surveillance canadiennes disponibles. La plage de concentrations de 1 à 31 ppb (1,4 à 43,4 μg/m3 est utilisée pour la caractérisation des risques. La valeur la plus faible de cette plage représente la concentration moyenne globale mesurée dans une zone urbaine présumée être éloignée des grandes sources anthropiques; la valeur la plus élevée dans cette plage est la plus élevée de toutes les concentrations au 99e centile obtenues par des mesures près de sources ponctuelles au Canada. Les marges entre les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant et les concentrations associées aux effets critiques sur la santé (effets oculaires, respiratoires et neurologiques) sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et dans les bases de données sur l'exposition. En milieu de travail, des effets graves sur la santé ont été signalés en raison d'une exposition aiguë accidentelle à des concentrations élevées de sulfure d'hydrogène. Ces concentrations, propres à des milieux industriels, sont de plusieurs ordres de grandeur supérieurs aux concentrations que l'on trouve dans la collectivité et ne sont pas jugées pertinentes pour la caractérisation des risques pour la population générale. De plus, des exigences sont typiquement en vigueur pour les milieux professionnels afin de protéger les travailleurs, exigences qui peuvent inclure des mesures pour prévenir les rejets accidentels de sulfure d'hydrogène et/ou la surveillance des niveaux atmosphériques pour s'assurer qu'ils restent sous les limites d'exposition en milieu professionnel. Les études de toxicité disponibles réalisées expressément avec le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium sont résumées dans la section traitant des effets sur la santé.

À la lumière des renseignements figurant dans la présente ébauche d'évaluation préalable, il est proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne répondent pas aux critères énoncés à 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 à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, (H2S), l'hydrogénosulfure de sodium (Na(SH)) et le sulfure de disodium (Na2S) ne répondent à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.

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1. Introduction

Conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE) (Canada, 1999), le ministre de l'Environnement et du Changement climatique et le ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable du sulfure d'hydrogène, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts ServiceNote de bas de page 2 est 7783-06-4, afin de déterminer si cette substance présente ou est susceptible de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine. Une évaluation préalable du sulfure d'hydrogène a été entreprise, car il répond aux critères de potentiel de persistance et de toxicité intrinsèque pour les organismes non humains, et parce que cette substance est jugée prioritaire parce qu'elle figure parmi celles qui présentent le plus fort risque d'exposition humaine. L'évaluation du sulfure d'hydrogène a été jugée prioritaire, car il répond aux critères de catégorisation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE (ECCC, SC [modifié en 2007]).

Deux précurseurs du sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium (no CAS 16721-80-5) et le sulfure de disodium (no CAS 1313-82-2) répondent également aux critères de catégorisation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE et sont donc inclus dans la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d'évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de ces substances proviennent de la littérature originale, de l'examen et de l'évaluation des documents, et de recherches récentes dans la littérature, jusqu'en mai 2017 pour les effets sur l'environnement et jusqu'en mai 2017 pour les effets sur la santé humaine et l'exposition humaine. En outre, une enquête a été réalisée auprès de l'industrie en 2000 à la suite d'un avis publié dans la Gazette du Canada en vertu de l'article 71 de la LCPE (Canada, 2001).

L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend l'examen de données pertinentes pour l'évaluation de l'exposition de la population générale et l'examen des renseignements sur les dangers pour la santé (surtout fondés sur des évaluations réalisées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions portant sur les risques pour la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique et/ou sur les marges entre les valeurs prudentes des concentrations donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, compte tenu de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets dans le contexte d'une évaluation préalable.

La présente ébauche d'évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes à Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada, en collaboration avec la Division de la qualité de l'air de Santé Canada, et elle incorpore également l'information fournie par d'autres programmes de ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé écologique et humaine ont fait l'objet d'un examen écrit externe par des pairs ou d'une consultation externe. Des commentaires au sujet des parties techniques portant sur la santé humaine ont été reçus d'experts scientifiques sélectionnés dirigés par Toxicology Excellence for Risk Assessment, notamment M. Chris Bevan (CJB Consulting), M. John Christopher (California Department of Toxic Substances Control), M. Michael Jayjock (The LifeLine Group) et Mme Pam Williams (E-Risk Sciences). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'ébauche d'évaluation préalable.

La présente ébauche d'évaluation préalable est axée sur les renseignements essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. À cette fin, nous avons examiné les renseignements scientifiques et suivi une approche basée sur le poids de la preuve et sur le principe de précautionNote de bas de page 3. L'ébauche d'évaluation préalable présente les renseignements essentiels et les considérations sur lesquelles est fondée la conclusion proposée.

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2. Identité des substances

L'évaluation préalable porte sur le sulfure d'hydrogène (no CAS 7783-06-4) et deux de ses précurseurs : l'hydrogénosulfure de sodium (no CAS 16721-80-5) et le sulfure de disodium (no CAS 1313-82-2). Dans cette évaluation, le sulfure d'hydrogène est également désigné par sa formule chimique, H2S.

Le tableau 2-1 présente des renseignements sur l'identité de ces substances.

Tableau 2-1. Identité de la substance
No CASNom dans la LIS
(autres noms)		Formule chimiqueStructure chimiqueMasse moléculaire
g/mol
7783-06-4Sulfure d'hydrogène (H2S) (hydrogène sulfuré)H2S Chemical structure of Dihydrogen sulfide34,08
16721-80-5Hydrogénosulfure de sodium (NaSH) (sulfure acide de sodium)Na(SH) Chemical structure of Sodium bisulfide56,06
1313-82-2Sulfure de disodium (Na2S) (monosulfure de sodium)Na2S Chemical structure of Disodium monosulfide78,046

Source : NCI (2007); NICNAS, 2016.

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3. Propriétés physiques et chimiques

Le sulfure d'hydrogène est un gaz inorganique incolore qui a une odeur caractéristique d'œuf pourri (NRCC, 1981; Budavari, 1996). Il est soluble dans l'eau et dans certains solvants organiques polaires (Budavari, 1996). Sa densité de vapeur est de 1,19 (la densité de vapeur de l'air est de 1,0), ce qui signifie qu'il descendra dans l'air jusqu'au niveau du sol dans des conditions météorologiques calmes, ou lorsqu'il est présent à des concentrations élevées.

Dans leur forme pure, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium sont des solides blancs, cristallins, facilement solubles dans l'eau. Exposées à l'air, les deux substances subissent également une auto-oxydation et forment graduellement des polysulfures, des thiosulfates et des sulfates. De plus, l'hydrogénosulfure de sodium absorbe le dioxyde de carbone, formant ainsi du carbonate de sodium (Bush, 2000).

Dans la présente évaluation, les concentrations dans l'air sont présentées en unités de ppm ou ppb, et de mg/m3ou μg/m3. Pour passer d'une unité à une autre, un rapport d'équivalence de 1,4 μg/m3 = 1,0 ppb a été utilisé. Ces calculs ont été faits aux fins de la présente évaluation, sauf indication contraire.

Tableau 3-1. Propriétés physiques et chimiques du sulfure d'hydrogène
PropriétéTypeValeurTempérature (°C)Référence
Point de fusion (°C)Expérimentale-85,49 Budavari, 1996
Point d'ébullition (°C)Expérimentale-60,33 Budavari, 1996
Densité de vapeurExpérimentale1,1915HSDB, 2003
Pression de vapeur
(kPa)		Expérimentale102,9-60Bush, 1980
Pression de vapeur
(kPa)		Expérimentale562-20Bush, 1980
Pression de vapeur
(kPa)		Expérimentale1 0490Bush, 1980
Pression de vapeur
(kPa)		Expérimentale1 81420HSDB, 2003
Pression de vapeur
(kPa)		Expérimentale2 02625.5Weast, 1982
Constante de la loi d'Henry
(Pa·m3/mole)		Expérimentale 993
(0,0098 atm·m3/mole)		25HSDB, 2003
Solubilité dans l'eau
(mg/L)		Expérimentale7 100
5 380
3 980
5 000		0
10
20
20		Bush, 1980
pKa
(sans dimension)		Expérimentale7,04 pKa (1)
(H2S ←→ HS-)
11,96 pKa (2)
(HS- ←→ S2-)		 ATSDR, 2006
Facteurs de conversion eau/air 1 ppm = 1,40 mg/m3
1 mg/m3 = 0,71 ppm		20
(101.3 kPa)		ATSDR, 2006

Abréviation : pKa = constante de dissociation acide.

Tableau 3-2. Propriétés physiques et chimiques de l'hydrogénosulfure de sodium et du sulfure de disodium
PropriétéHydrogénosulfure de sodium (Na(SH))Sulfure de disodium (Na2S)
Point de fusion(ºC)350 °C @ 99,7 kPaa950 °Ca
Point d'ébullition (°C)123bNAc
Masse volumique1,79 g/cm3 c1,856 g/cm3a
Pression de vapeur2266 Pa (17 mm Hg)bNA
log Koe-3,5d-3,5d
Solubilité dans l'eau548 g/L à 20 °C and pH 11,8a186 000 mg/L (20 °C)e

a. Alfa Aesar
b. TDC MSDS 2004
c. ECHA, 2009
d. ILO, 2012
e. Chemical Book, 2016

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4. Sources

Sulfure d'hydrogène
On estime que les sources naturelles représentent 60 à 90 % du sulfure d'hydrogène dans l'atmosphère de la planète (US EPA, 1993; Watts, 2000). Le sulfure d'hydrogène est produit naturellement par la réduction bactérienne non spécifique et anaérobie des sulfates et des composés organiques contenant du soufre, tels les protéines et les acides aminés (Hill, 1973). Il est également produit de façon endogène chez l'humain et les autres mammifères dans les processus biologiques normaux du cerveau, du foie, du cœur et du tube digestif (Kimura, 2002; Kamoun, 2004; Linden et al., 2010). Il est présent à l'état naturel dans le pétrole brut, le gaz naturel, les gaz volcaniques et les sources chaudes, et il est rejeté par ces sources naturelles principalement sous forme de gaz. Le sulfure d'hydrogène est également présent naturellement dans divers milieux environnementaux - notamment les sédiments aquatiques anaérobies et les eaux souterraines - en raison principalement de la réduction bactérienne des autres formes de soufre.

Le sulfure d'hydrogène est également émis par certaines espèces végétales en tant que sous-produit du métabolisme des sulfites (Takemoto et al., 1986). Certaines plantes supérieures produisent et libèrent du sulfure d'hydrogène par réaction enzymatique avec le sulfure de carbonyle (Watts, 2000). Les estimations du taux d'émissions terrestres du sulfure d'hydrogène - y compris les rejets par les forêts tropicales et autres sources végétales - peuvent varier grandement. Par exemple, Watts (2000) a estimé que cette valeur est de 0,8 million de tonnes de soufre par année, ce qui est beaucoup plus bas que la valeur limite maximale de 10 millions de tonnes estimée par Andreae et Jaeschke (1992). Les estimations du taux d'émissions du sulfure d'hydrogène par les océans - y compris les marais salants et les estuaires - sont moins variables, s'établissant entre inférieur(e) à 1,5 et 2,3 millions de tonnes de soufre par année (Watts, 2000; Andreae et Jaeschke, 1992). Les rejets mondiaux annuels de sulfure d'hydrogène par toutes les sources naturelles ont été estimés par Watts (2000) à environ 4,4 millions de tonnes, valeur inférieure à certaines estimations précédentes (p. ex., 4,7 à 13 millions de tonnes; Andreae et Jaeschke, 1992).

Le sulfure d'hydrogène peut également être libéré par les activités agricoles et des procédés industriels. Ces rejets comprennent ceux qui sont des sous-produits des activités du secteur pétrolier (Environnement Canada, 2004a), car le gaz naturel et les gaz associés au pétrole brut contiennent du sulfure d'hydrogène à des concentrations allant de traces jusqu'à 70 à 80 % par volume (Pouliquen et al., 1989). Le sulfure d'hydrogène peut également être produit lors de la fracturation hydraulique (Marriott et al., 2016; Kahrilas et al., 2015). Parmi les autres sources anthropiques, mentionnons le stockage du lisier liquide (Blunden et Aneja, 2008; Kim et al., 2008), les usines de pâtes et papiers kraft (Teschke et al., 1999; IPCS, 2003; ATSDR, 2006; Janssen et al., 2009), les décharges (IPCS, 2003; ATSDR, 2006; Kim, 2006), la décomposition des déchets organiques lors du traitement des eaux usées (Muezzinoglu, 2003) et d'autres procédés industriels, dont le raffinage des métaux (OMOE, 2007; INRP, 2013). Les rejets dans l'environnement se font surtout sous forme d'émissions dans l'air ambiant, quoique les sulfures (y compris le sulfure d'hydrogène) puissent également être rejetés dans l'eau dans des conditions environnementales précises.

Selon les renseignements fournis en réponse à une enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2004a), la majeure partie du sulfure d'hydrogène fabriquée au Canada est un sous-produit de la purification du gaz naturel « acide » et du traitement, de la valorisation et/ou du raffinage du bitume et du pétrole brut « acide », et une partie est produite de façon accessoire dans le secteur des pâtes et papiers (usines de papier kraft). Comme les entreprises qui ont fourni des renseignements en vertu de l'article 71 n'étaient pas tenues d'indiquer si le sulfure d'hydrogène était produit de façon intentionnelle ou accessoire, le terme « fabrication » comprend ici la production accessoire de ce gaz. D'après les résultats de l'enquête menée selon l'article 71, la quantité totale de sulfure d'hydrogène fabriquée au Canada en 2000 était d'environ 8,67 millions de tonnes (Environnement Canada, 2004a).

Une étude des divers composés soufrés de la fumée de cigarette indique qu'en moyenne une cigarette produit 31,6 μg de sulfure d'hydrogène (Dong et DeBusk, 2010). L'exposition au sulfure d'hydrogène provenant de la fumée de tabac devrait donc être faible.

Hydrogénosulfure de sodium et sulfure de disodium
Selon les résultats d'une enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE, une quantité totale de 1 000 000 à 10 000 000 kg d'hydrogénosulfure de sodium a été importée au Canada au cours de l'année civile 2011. Dans le cadre de la même enquête, une mise à jour volontaire (phase 2) de la LIS a été reçue d'un seul répondant, indiquant que la substance avait été fabriquée en quantité inconnue. Aucun produit de consommation n'a été signalé au Canada dans la même enquête (Canada, 2012a, 2014). Les utilisations signalées dans l'enquête étaient de nature commerciale seulement et comprenaient les substances agricoles non pesticides, les peintures et revêtements, les teintures, les intermédiaires, ainsi que les matériaux de construction (bois et bois d'ingénierie). Une quantité totale de 9 217 213 kg de sulfures de sodium (pouvant comprendre de l'hydrogénosulfure de sodium, du sulfure de disodium et d'autres sulfures de sodium) a été importée au Canada au cours de l'année civile 2015 (Statistique Canada, 2015).

Les renseignements concernant l'importation de sulfure de disodium proviennent de données obtenues de l'Agence des services frontaliers du Canada (ASFC, 2013). Au cours des années 2010 à 2013, une quantité totale de 100 000 à 1 000 000 kg de sulfure de disodium a été importée au Canada (ASFC, 2013).

Selon les déclarations, le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium sont fabriqués ou importés dans l'Espace économique européen en quantités supérieures à 10 000 tonnes par année (ECHA, 2016).

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5. Utilisations

Sulfure d'hydrogène
Internationalement, les principales utilisations du sulfure d'hydrogène comprennent la fabrication de soufre élémentaire et d'acide sulfurique (ATSDR, 2006). Le sulfure d'hydrogène peut également servir d'intermédiaire chimique dans la fabrication des teintures, des produits chimiques pour le caoutchouc, des pesticides, des polymères, des additifs pour les plastiques, du cuir et des produits pharmaceutiques. Parmi les autres utilisations signalées, mentionnons la production d'eau lourde dans l'industrie nucléaire et l'utilisation comme réactif analytique, comme désinfectant en agriculture et comme additif dans les lubrifiants à pression extrême et les huiles de coupe (ATSDR, 2006).

Aucune utilisation du sulfure d'hydrogène dans les produits de consommation n'a été déclarée en réponse à l'enquête menée selon l'article 71 (Environnement Canada, 2004a).

Au cours de la dernière décennie, on a constaté que le sulfure d'hydrogène produit de façon endogène joue un rôle central dans plusieurs processus physiologiques et physiopathologiques tels que la potentialisation synaptique neuronale, la vasorelaxation et les conditions anti-inflammatoires, la contractilité cardiaque et la cardioprotection (Mancardi et al., 2009). Par conséquent, plusieurs pharmacothérapies ont été mises au point afin d'exploiter les avantages du sulfure d'hydrogène en couplant une entité libérant du sulfure d'hydrogène à un médicament classique (Rossoni et al., 2010). Ainsi, pour une cohorte particulière de la population générale, ces produits peuvent être une source future d'exposition associée à des bienfaits thérapeutiques (Fiorucci et Santucci, 2011).

Hydrogénosulfure de sodium (NaSH) et sulfure de disodium (Na2S)
L'hydrogénosulfure de sodium est utilisé comme réactif primaire dans la séparation minérale du cuivre et du molybdène au Canada. Bien que l'on ait signalé la formation de sulfure d'hydrogène gazeux dans une usine effectuant cette séparation en Colombie-Britannique, les rejets détectables de sulfure d'hydrogène par cette usine ont été éliminés grâce à la technologie, à des épurateurs et à la ventilation aspirante (Chessor et Johannsen, 2006).

Au Canada, l'hydrogénosulfure de sodium n'est pas utilisé dans les cosmétiques (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 18 avril 2016; sans référence), les additifs alimentaires (Santé Canada [modifié en 2013]), les pesticides (ARLA, 2010; ARLA [modifié en 2013]), les médicaments (BDPP [modifié en 2015]) ou les produits de santé naturels (BDPSNH [modifiée en 2014]; BDIPSN [modifiée en 2015]). Il n'est pas utilisé dans les emballages alimentaires ou les additifs indirects pour les aliments (communication personnelle, courriel du Bureau de la gestion du risque, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 18 mai 2016; sans référence).

Dans l'Union européenne, l'hydrogénosulfure de sodium est utilisé pour la fabrication de produits chimiques, de textiles, de cuir ou de fourrure, de pâte, de papier, de produits du papier, de métaux, de produits en caoutchouc et de produits en plastique (ECHA, 2016). Cette substance est fabriquée ou importée dans l'Espace économique européen à raison de plus de 10 000 tonnes par année.

Le sulfure de disodium est utilisé en combinaison avec l'hydroxyde de sodium (NaOH) pour la production de pâte (Tran et Vakkilainnen, 2008). Le sulfure de disodium peut être une composante des liqueurs résiduaires, dépendamment du processus et du processus de recouvrement. La liqueur blanche dissout chimiquement la lignine qui relie les fibres de cellulose. Elle est utilisée dans la première étape du procédé kraft, la liqueur noire est un produit résiduel de ce procédé, et la liqueur verte est la lessive résiduaire de cuisson du carbonate de sodium, du sulfure de disodium et d'autres composés provenant de la chaudière de récupération, dans le procédé kraft.

En vertu de l'article B.14.062 [S] du Règlement sur les aliments et drogues, l'utilisation du sulfure de disodium est autorisée dans la fabrication de la gélatine ou de la gélatine comestible provenant du traitement de la peau, des ligaments ou des os d'animaux (Canada [1978]). Le sulfure de disodium n'est actuellement pas utilisé à cette fin au Canada (communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 18 mai 2016; sans référence).

Le sulfure de disodium [sous le nom de sulfure de sodium] figure sur la Liste critique des ingrédients des cosmétiques : ingrédients interdits et d'usage restreint (plus communément appelée Liste critique des ingrédients de cosmétiques, ou Liste critique), outil administratif que Santé Canada utilise pour faire savoir aux fabricants et à d'autres parties intéressées que certaines substances peuvent contrevenir aux dispositions d'interdiction générale stipulées à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues (LAD) ou à une ou plusieurs des dispositions du Règlement sur les cosmétiques. L'article 16 de la LAD stipule ce qui suit : « Il est interdit de vendre un cosmétique qui, selon le cas, contient une substance - ou en est recouvert - susceptible de nuire à la santé de la personne qui en fait usage ». En outre, la Liste critique comprend certaines substances dont la présence dans des produits fait en sorte qu'il est peu probable que ces produits soient classés comme des cosmétiques au sens de la LAD (Santé Canada [modifié en 2015]). Sous l'entrée « sulfures alcalins » (pour le sulfure de lithium, le sulfure de potassium et le sulfure de disodium), ces trois substances sont restreintes à une concentration maximale permise de 2 % sous forme de soufre dans les produits dépilatoires (Santé Canada [modifié en 2015]). Il n'y a actuellement aucun cosmétique contenant du sulfure de disodium comme ingrédient au Canada (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 18 avril 2016; sans référence). Aucun produit de consommation contenant de l'hydrogénosulfure de sodium n'a été signalé au Canada.

Au Canada, l'utilisation du sulfure de disodium n'a pas été signalée dans les additifs alimentaires (Santé Canada [modifié en 2013]), les pesticides (ARLA 2010; ARLA [modifié en 2013]), les médicaments (BDPP [modifié en 2015]) ou les produits de santé naturels (BDPSNH [modifié en 2014]; BDIPSN [modifié en 2015]). Le sulfure de disodium est utilisé dans les emballages alimentaires (sans possibilité de contact direct avec les aliments), et il n'est pas un additif indirect pour les aliments (communication personnelle, courriel du Bureau de la gestion du risque, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 18 mai 2016; sans référence). L'utilisation du sulfure de disodium a été signalée comme agent de contrôle des réactions dans la production de polymères synthétiques utilisés comme base pour la gomme à mâcher. L'exposition par les aliments aux résidus de sulfure de disodium présents dans la gomme à mâcher finie vendue au Canada devrait être minime (communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, 16 juin 2016; sans référence). Aucun produit de consommation contenant du sulfure de disodium n'a été signalé au Canada.

En ce qui concerne l'information sur l'utilisation de ces substances à l'extérieur du Canada, l'hydrogénosulfure de sodium est utilisé comme agent de flottation dans l'extraction minière et des métaux, le procédé kraft, le traitement des matières colorantes, l'épilation des peaux, la désulfuration de la rayonne et du cellophane, pour le blanchiment, dans l'industrie du textile, la gravure photographique et la lithographie, et comme intermédiaire dans la fabrication d'autres produits chimiques (SDS 2013; NICNAS 2006, 2016). Le sulfure de disodium est utilisé comme constituant actif dans les pesticides et les médicaments vétérinaires, dans le traitement des peaux pour la fabrication de gélatine et de collagène, dans les produits de soins personnels (produits dépilatoires), dans l'industrie du textile, la gravure photographique et la lithographie, dans l'élimination des métaux lourds lors du traitement des eaux usées, et comme intermédiaire dans la fabrication d'autres produits chimiques (NICNAS, 2006, 2016). Toutes ces utilisations à l'étranger sont uniquement de nature industrielle ou commerciale (souvent limitées à un seul site), sauf dans le cas des produits d'hygiène personnelle (produits dépilatoires) (NICNAS, 2016). Il est également utilisé dans la fabrication de produits chimiques pour le caoutchouc, de colorants au soufre et d'autres composés chimiques.
La substance est aussi utilisée dans un certain nombre de produits, dont des régulateurs de pH, des produits de traitement de l'eau et des produits chimiques pour le traitement de l'eau, et dans la fabrication d'intermédiaires.

Le sulfure de disodium est utilisé dans la préparation de mélanges et/ou le réemballage et pour les services publics (p. ex., électricité, vapeur, gaz et eau) et le traitement des eaux usées, notamment la fabrication de produits chimiques, de textiles, de cuir ou de fourrure, de pâte, de papier, de produits du papier, de produits en caoutchouc, de produits en plastique et de métaux (ECHA, 2016).

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6. Rejets dans l'environnement

De nombreux secteurs industriels au Canada, notamment le secteur du pétrole et du gaz, le secteur des pâtes et papiers (usines de papier kraft), les exploitations d'élevage, l'industrie des produits minéraux non métalliques, l'industrie des métaux primaires et d'autres industries de la fabrication, ainsi que le secteur des déchets et des eaux usées, rejettent du sulfure d'hydrogène, surtout dans l'air, mais également dans l'eau. Selon les renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2004a), le type de rejets de sulfure d'hydrogène au Canada est similaire à ce que l'on constate ailleurs (IPCS, 1981; Budavari, 1996; Canada, 2001; IPCS, 2003; US EPA, 2003).

Selon les données déclarées à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP), les trois secteurs qui contribuent le plus aux émissions atmosphériques de sulfure d'hydrogène au Canada sont le pétrole et le gaz, les pâtes et papiers et le fer et l'acier. Cependant, au cours des dernières années, en raison de la réduction des émissions par le secteur des pâtes et papiers et de celui du fer et de l'acier, c'est le secteur du pétrole et du gaz qui est un contributeur relativement plus important des émissions totales (INRP, 2016).

Selon l'INRP (2016), 146 installations ont déclaré des rejets sur place de sulfure d'hydrogène totalisant 2 154 tonnes en 2014. De cette quantité, 2 060 tonnes ont été rejetées dans l'atmosphère, 94 tonnes, dans l'eau et 0,012 tonne, sous terre. La quantité totale de sulfure d'hydrogène éliminée sur place et hors site en 2014 était de 132 014 et 32 692 tonnes, respectivement. Tout le sulfure d'hydrogène éliminé sur place, selon les déclarations à l'INRP, avait été injecté sous terre. L'injection souterraine est une méthode réglementée d'élimination des déchets, qui consiste à injecter ceux-ci dans des puits souterrains profonds. Au total, 226 tonnes ont été envoyées au recyclage hors site en 2014.

Les rejets industriels de sulfure d'hydrogène au Canada ont en général diminué depuis 2000 (où 6 301 tonnes avaient été rejetées), bien que les rejets déclarés dans l'eau en particulier aient augmenté. Cette augmentation est attribuable au nombre accru de déclarants, plutôt qu'à une augmentation des quantités rejetées signalées par les déclarants individuels (INRP, 2013).

Les chiffres de l'INRP présentés ici sous-estiment probablement les rejets totaux des sources ponctuelles anthropiques au Canada, car les rejets de certaines sources importantes ne figurent pas dans l'INRP (notamment les exploitations d'élevage intensif et la plupart des petites installations d'amont dans le secteur pétrolier et gazier).

6.1 Hydrogénosulfure de sodium et sulfure de disodium

Étant donné que, dans les conditions typique d'eau de surface (pH ~7), l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium devraient se dissocier en anions de bisulfure d'hydrogène (HS-) et en sulfure d'hydrogène, l'évaluation des rejets porte sur le sulfure d'hydrogène. Cependant, la quantité exacte de sulfure d'hydrogène formé par les deux précurseurs est inconnue et dépend des conditions locales. Dans des conditions très acides (pH 1,5 à 3,5), la formation de sulfure d'hydrogène prédominera. Les rejets d'hydrogénosulfure de sodium dans l'environnement sont susceptibles de se produire à la suite d'un usage industriel comme aide au traitement, dans la fabrication de la substance elle-même, comme étape intermédiaire dans la fabrication d'une autre substance (utilisation d'intermédiaires), dans la fabrication de thermoplastiques, comme auxiliaire de mise en oeuvre et dans la préparation de mélanges (ECHA, 2016).

Vu les utilisations actuelles, le milieu aquatique est celui qui est le plus susceptible de recevoir des rejets d'hydrogénosulfure de sodium et de sulfure de disodium. Les activités commerciales faisant appel à des précurseurs, dont l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium, peuvent également entraîner la formation de sulfure d'hydrogène. Dans le cas des deux sels de sodium, les anions produits par leur dissociation, nommément le bisulfure et le sulfure, peuvent être en équilibre avec le sulfure d'hydrogène et ainsi contribuer indirectement à sa formation.

L'hydrogénosulfure de sodium a une pression de vapeur élevée et devrait réagir avec l'oxygène et le dioxyde de carbone dans l'air pour former du thiosulfate de sodium, du sulfite de sodium et du carbonate de sodium.

6.2 Pétrole et gaz

Les quantités de sulfure d'hydrogène rejetées dans l'air par le secteur pétrolier et gazier au Canada, et déclarées à l'INRP en 2009 et en 2014, étaient de 1 049 et 1 140 tonnes, respectivement (INRP, 2014). Cette catégorie comprend les activités d'amont (exploration et production) associées au pétrole et au gaz, aux sables bitumineux et au pétrole lourd, ainsi que le stockage du pétrole et du gaz et son transport par pipeline, et les activités de fabrication du charbon. La tendance à la hausse constatée dans les rejets de sulfure d'hydrogène est attribuée à l'augmentation de la production de pétrole et de gaz (Burstyn et al., 2012).

La majeure partie du sulfure d'hydrogène produit par le traitement des sables bitumineux et les champs de gaz acide à concentration élevée en Colombie-Britannique, en Alberta et en Saskatchewan est brûlée à la torche ou est utilisée comme combustible, pompée sous terre, transformée en soufre élémentaire ou encore vendue comme produit. Un inventaire des émissions de gaz à effet de serre, des principaux contaminants atmosphériques et du sulfure d'hydrogène réalisé pour le secteur pétrolier et gazier d'amont au Canada en 2000 indiquait qu'environ 10 000 tonnes de sulfure d'hydrogène étaient rejetées (Clearstone, 2004). Cette valeur, qui représente environ 250 installations en Alberta, est beaucoup plus élevée que les quelque 1 500 tonnes déclarées à l'INRP (représentant seulement 146 installations déclarantes) par le secteur pétrolier et gazier d'amont en 2000 (Clearstone, 2004). La plupart des rejets de ces sources ne sont pas déclarés à l'INRP, car ces exploitations ne répondent habituellement pas aux critères de déclaration. En effet, l'obligation de déclarer les rejets à l'INRP dépend d'un certain nombre de critères, notamment le nombre d'employés, le type d'installation et la quantité de substance qui est fabriquée, traitée ou autrement utilisée (INRP, 2016). Une mise à jour de l'inventaire de 2005 des contaminants atmosphériques a été réalisée en 2011 (Clearstone, 2014). La quantité d'émissions directes de sulfure d'hydrogène en 2011 a été estimée à 3 700 tonnes (incertitude de -10,0 à +28,8 %). Environ 80 % de ces émissions sont attribuables à la production et au traitement du gaz naturel, et le reste, à la production pétrolière. Même si les rejets de sulfure d'hydrogène dans l'atmosphère sont réglementés (Clearstone, 2014), il subsiste certaines émissions.

En vertu de la loi albertaine Oil Sands Conservation Act, les exploitants ne peuvent pas rejeter directement dans l'atmosphère des gaz contenant du sulfure d'hydrogène. Ce gaz produit par diverses sources - notamment les canalisations de torchage, les soupapes de décharge et les puits - doivent être capturés et incinérés, de telle sorte que pratiquement tout le sulfure d'hydrogène est converti en dioxyde de soufre avant d'être rejeté. Les exploitants doivent également disposer de plans d'intervention d'urgence pour gérer efficacement tout rejet non contrôlé de H2S. La diminution des émissions entre 2005 et 2011 est attribuable surtout aux réductions, par l'industrie, des émissions fugitives et par les joints d'étanchéité des compresseurs. En 2011, la majeure partie des rejets de sulfure d'hydrogène déclarés était attribuable à des fuites fugitives sur les équipements (48 %), à une combustion incomplète des carburants et des flux de gaz résiduels contenant du sulfure d'hydrogène (31 %), à des pertes par évaporation pendant le stockage et la manutention du produit (12 %), ainsi qu'au dégazage des flux de gaz résiduels contenant de faibles concentrations de sulfure d'hydrogène (p. ex., moins de 10 ppm) (9 %). La diminution des émissions, de 6 000 tonnes en 2005 à 3 700 tonnes en 2011, serait surtout attribuable à la mise en œuvre de meilleures pratiques de gestion, comme l'exige la Directive 060 de l'Alberta Energy Regulator (AER), qui énonce les exigences concernant le torchage, l'incinération et le dégazage en Alberta dans tous les puits et installations de l'industrie pétrolière d'amont en Alberta.

Un problème important associé à l'élimination du sulfure d'hydrogène indésirable produit par les installations pétrolières et gazières est l'efficacité du torchage. Clearstone (2004) a estimé qu'en 2000, 898 tonnes de sulfure d'hydrogène avaient été rejetées à la suite du brûlage à la torche pendant le traitement du gaz. Les estimations de l'efficacité du torchage sont variables, allant de 20 % à 99 % (University of Alberta, 2007). En Alberta, le volume combiné des gaz dissous brûlés à la torche et dégazés aurait diminué de 13 % entre 2008 et 2009 (ERCB, 2010). Les gaz dissous sont rejetés lorsque le pétrole brut est ramené à la surface. Il n'est actuellement pas possible d'estimer de façon fiable la quantité de sulfure d'hydrogène brûlé à la torche et dégazé dans les sites de stockage des gaz dissous en Alberta (Johnson et al., 2011). Une estimation qualitative des volumes de gaz peu corrosif (inférieur(e) à 10 ppm de sulfure d'hydrogène) et acide (supérieur(e) à 10 ppm de sulfure d'hydrogène) dans les sites de stockage a été réalisée à l'aide des données d'inspection des sites gaziers par l'Alberta Energy Utilities Board (AEUB). D'après ces données, et en établissant la corrélation avec les volumes de gaz brûlé à la torche aux différents sites, on estime que 36 % du gaz brûlé à la torche et dégazé dans la province est de type acide. En Alberta, l'industrie pétrolière a obtenu en 2014 un taux de conservation du gaz dissous de 95,6 %, par rapport à 95,3 % en 2013. Cependant, puisque les rendements varient considérablement, la taux de conservation du gaz dissout pourrait être considéré comme essentiellement inchangé d'une année à l'autre. La conservation du gaz est la récupération des gaz dissous en vue de leur utilisation à diverses fins, entre autres comme combustible dans les installations de production, comme produit destiné à la vente, comme produit injecté pour accroître la récupération des gisements de pétrole ou de condensat, ou pour produire de l'électricité (AER, 2016).

Aucun rejet de sulfure d'hydrogène dans les eaux de surface ou sur le sol n'a été signalé à l'INRP par les exploitants de sables bitumineux. Le sulfure d'hydrogène est présent dans le pétrole brut et peut se retrouver dans les eaux utilisées dans les mines à ciel ouvert et pour l'extraction d'eau chaude, et être transféré ensuite aux bassins de résidus. Le sulfure d'hydrogène peut également être produit dans les bassins de résidus par la dégradation bactérienne anaérobie des composés organiques, ou encore par réduction des ions sulfate ajoutés aux résidus pour en favoriser la consolidation (Holowenko et al., 2000). Il existe une politique de non-rejet des eaux de procédé provenant de l'exploitation des mines à ciel ouvert. Cependant, il subsiste toujours la possibilité que le sulfure d'hydrogène présent dans les eaux de procédé pénètre dans les cours d'eau par suintement souterrain à partir des bassins de résidus, pour rejoindre les aquifères des eaux souterraines qui sont reliés aux eaux de surface (Timoney et Lee, 2009). Il y a donc une possibilité de rejet indirect des contaminants (y compris le sulfure d'hydrogène) dans les rivières du nord de l'Alberta (RSC, 2010).

Plusieurs exploitations de sables bitumineux ont déclaré à l'INRP (2016) des rejets de sulfure d'hydrogène dans l'air provenant de sources fugitives et autres sources non ponctuelles. Un exploitant minier a signalé qu'une faible partie du sulfure d'hydrogène sous forme d'émissions atmosphériques de souffre total réduit (STR) serait rejetée par les bassins de résidus (RSC, 2010).

6.3 Pâtes et papiers

Le sulfure d'hydrogène peut être rejeté dans l'air et dans l'eau par les usines de pâtes et papiers qui utilisent le procédé de fabrication kraft. Le sulfure d'hydrogène est mesuré et réglementé par les provinces (Alberta, Colombie-Britannique, Nouveau-Brunswick, Nouvelle-Écosse, Ontario et Québec) sous forme de soufre réduit total (SRT). Le SRT peut comprendre le sulfure d'hydrogène, le méthylmercaptan, le sulfure de diméthyle, le disulfure de diméthyle, le disulfure de carbone, le sulfure de carbonyle et d'autres composés organiques contenant du soufre à l'état réduit.

Toutes les provinces règlementent les rejets de sulfure d'hydrogène dans les effluents. De plus, afin de respecter le Règlement sur les effluents des fabriques de pâtes et papiers du gouvernement fédéral, toutes les usines de pâtes et papiers kraft qui rejettent des effluents dans l'environnement doivent effectuer un traitement secondaire des eaux usées, dans le but de limiter les concentrations de sulfure d'hydrogène dans les effluents finals rejetés.

Les données de l'INRP pour 2014 indiquent que les usines de pâtes et papiers kraft ont déclaré des rejets totaux de 583 tonnes de sulfure d'hydrogène par 20 usines au Canada (INRP, 2015). Douze de ces usines ont déclaré avoir rejeté au total 47 tonnes dans l'eau (allant de inférieur(e) à 0,1 tonne à 8,4 tonnes par usine), et les 20 usines ont déclaré avoir rejeté au total 536 tonnes dans l'air. Ces résultats de l'INRP peuvent être divisés par volumes d'effluents annuels afin d'estimer les concentrations dans l'environnement. Même s'il faut appliquer des corrections de base pour tenir compte de la complexation métaux-sulfures et des pH représentatifs, d'autres aspects du comportement du sulfure d'hydrogène dans l'environnement ne sont pas faciles à prendre en compte, nommément les réactions d'évaporation et d'oxydation (comme il est mentionné à la section devenir et comportement dans l'environnement). Ces phénomènes sont intrinsèquement inclus dans les données de surveillance et sont donc pris en compte dans les autres secteurs examinés dans la présente évaluation. Par conséquent, les données de surveillance disponibles pour les usines de pâtes et papiers seront utilisées pour estimer les concentrations environnementales.

La quantité totale de rejets de sulfure d'hydrogène déclarée en 2000 était de 1 926 tonnes provenant de 34 installations, et la majeure partie a été rejetée dans l'air. La quantité de sulfure d'hydrogène rejetée en 2014 par 146 installations déclarantes était de 2 060 tonnes dans l'air et de 94 tonnes dans l'eau, (INRP, 2013). Les tendances à la baisse des émissions atmosphériques de sulfure d'hydrogène par le secteur des pâtes et papiers depuis 2001 sont attribuées principalement à la fermeture d'usines, à la diminution de la production et aux modifications apportées aux méthodes d'estimation (INRP, 2013).

6.4 Fer et acier

D'après les données déclarées à l'INRP (2014), quatre usines intégrées (toutes situées en Ontario) dans le secteur du fer et de l'acier ont rejeté 1 855 tonnes de sulfure d'hydrogène en 2000, 261 tonnes en 2004, 200 tonnes en 2008, 118 tonnes en 2014 et 130 tonnes en 2015, et tous ces rejets ont été faits dans l'atmosphère.

6.5 Élevage du bétail

L'élevage intensif de bétail est une autre source de sulfure d'hydrogène au Canada. Les rejets de cette source ne sont pas déclarés à l'INRP, car les exploitations d'élevage ne répondent généralement pas aux critères de déclaration. Les taux d'émission de sulfure d'hydrogène varient selon les conditions locales et les méthodes de gestion du fumier. L'ampleur des émissions provenant du fumier est en fonction de la concentration de la phase liquide, de la température et du pH. Sous des conditions anaérobique, les fumiers de bétail et da volaille seront acides, avec des valeurs de pH se situant entre 5,5 et 6,5 et chaud à cause de l'activité bactérienne. Cette situation créé un quantité considérable de sulfure d'hydrogène qui s'échappera rapidement de la solution lorsque le fumier liquide est agité ou perturbé. Les cuves de stockage du fumier, les étangs, les lagunes non aérées et les sites d'épandage au sol sont les sources principales d'émissions de sulfure d'hydrogène. Parmi les facteurs qui augmentent les émissions de sulfure d'hydrogène figurent la manutention du fumier humide lorsque son pH est inférieur à 7,0, une température élevée et une longue durée de stockage du fumier. Dans des conditions anaérobies, le fumier du bétail et de la volaille est acide, avec des valeurs de pH allant de 5,5 à 6,5. Dans des conditions aérobies, les composés de soufre réduit dans le fumier seront oxydés par voie microbienne en sulfates non volatils, et les émissions de sulfure d'hydrogène seront minimes. Le sulfure d'hydrogène produit par le fumier sec sera habituellement oxydé, à mesure que la diffusion se fait au travers des couches aérobies. Les installations de confinement avec systèmes de rinçage du fumier qui utilisent des liquides provenant de lagunes anaérobies sont également une source d'émissions de sulfure d'hydrogène. Le sulfure d'hydrogène qui ruisselle après épandage de fumier ne semble pas poser de problème aux températures ambiantes, en raison de sa tendance à s'évaporer et à s'oxyder rapidement (US EPA, 2001).

La quantité de sulfure d'hydrogène produite par les exploitations d'élevage intensif a été estimée d'après le nombre de porcs et de bovins au Canada et le facteur d'émissions moyen par animal. La production de sulfure d'hydrogène en 2001 a été estimée à 126 107 tonnes, dont 121 441 tonnes provenaient des porcs et le reste des bovins (Chetner et al., 2001; Statistique Canada, 2003). Si l'on applique des pratiques appropriées de gestion du fumier dans les exploitations d'élevage intensif, la majeure partie de ce sulfure d'hydrogène sera incorporée dans le sol au moyen de techniques visant à éviter les pertes par évaporation.

6.6 Usines publiques de traitement des eaux usées

En 2009, les cinq usines de traitement des eaux usées qui ont déclaré des rejets à l'INRP (2013) - deux dans la région métropolitaine de Vancouver (Delta et Richmond) et une à Kamloops, en Colombie-Britannique, une à Regina, en Saskatchewan, et une à Burlington, en Ontario - ont indiqué des rejets totaux sur place de 179 tonnes de sulfure d'hydrogène. De cette quantité, 157 tonnes ont été rejetées dans l'atmosphère et 22 tonnes, dans l'eau. Une quantité additionnelle de 4,5 tonnes a été éliminée hors site. En 2015, 156 tonnes ont été rejetées dans l'atmosphère et aucune tonne ont été rejetées dans l'eau par trois usines de traitement des eaux usées au Canada qui ont déclaré de tels rejets (Régina, Kamloops et Mississauga) (INRP, 2017). Les résultats de l'INRP pour 2014 indiquent que quatre usines de traitement des eaux usées ont rejeté 153 tonnes dans l'atmosphère et 22 tonnes dans l'eau.

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7. Concentrations mesurées dans l'environnement

Les concentrations de sulfure d'hydrogène ont été mesurées ou estimées dans plusieurs milieux au Canada : l'air, les eaux de surface et les effluents des installations publiques ou industrielles de traitement des eaux usées. Les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'environnement sont présentées dans la section qui suit, y compris les données de surveillance disponibles, d'après les mesures faites à divers types d'installations ou à proximité : pétrole et gaz, pâtes et papiers, traitement des eaux usées et élevage intensif.

7.1 Air

Un résumé des études ayant mesuré les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air, y compris l'air ambiant, est présenté à l'annexe A.

Les objectifs provinciaux de qualité de l'air ambiant pour le sulfure d'hydrogène sont basés sur les concentrations auxquelles les humains peuvent commencer à détecter des odeurs (Colombie-Britannique, 2016). Les objectifs sont présentés pour les composés de soufre réduit total (SRT) et sont mesurés en termes de sulfure d'hydrogène.

La valeur déclarée de 1 ppb 1,4 μg/m3 est considérée comme la concentration moyenne dans les zones urbaines loin des sources ponctuelles (Alberta Environment, 2000a).

L'Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA, 1993) a indiqué que les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant provenant de sources naturelles sont habituellement inférieures à environ 0,3 ppb ou 0,5 μg/m3.

7.1.1 Installations pétrolières et gazières

De nombreuses stations de surveillance en Alberta mesurent toutes les heures les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air, et les données sont disponibles sur le site Web de l'entrepôt de données de la Clean Air Strategic Alliance (CASA). L'entrepôt de données de la CASA est une base de données publique dans laquelle les concentrations de polluants atmosphériques sont continuellement enregistrées, et cette base est exploitée par plusieurs organisations, dont Alberta Environment et Environnement et Changement climatique Canada. Les concentrations moyennes et au 99ème percentile de sulfure d'hydrogène ont été calculées à partir des données de la CASA provenant de 35 sites de surveillance à proximité d'installations de sables bitumineux, entre mai 2007 et mai 2017. C'est à la station de Bonnyville que la concentration la plus élevée au 99e percentile de 15 ppb (20,9 μg/m3) a été mesurée (CASA 2017). La concentration maximale rapportée pour l'ensemble de ces stations était de 113 ppb (58,2 μg/m3), mesurée à la station Scotford no 2 en octobre 2015 (annexe A, tableau A-2). La moyenne la plus élevée pour tous les échantillonnages horaires réalisés à chaque station entre mai 2007 et mai 2017 était de 0,97 ppb (1,35 μg/m3).

La concentration moyenne annuelle de sulfure d'hydrogène mesurée en 2015 était de de 0,3 à 0,7 ppb (0,42 à 0,98 μg/m3) à 19 sites fixes en Alberta près des usines de traitement des sables bitumineux (WBEA, 2016). Les concentrations moyennes maximales sur 1 heure et 24 heures dans cette étude étaient de 36 ppb (50,4 μg/m3) et 6 ppb (8,4 μg/m3), respectivement. En 2014, la concentration horaire moyenne mesurée de sulfure d'hydrogène était de 0,2 à 0,3 ppb (0,28 à 0,42 μg/m3) dans la Western Yellowhead Air Management Zone (AMEC, 2014). Dans la même étude, on a présenté des concentrations moyennes maximales sur 1 heure et 24 heures de 13,5 ppb (18,9 μg/m3) et 2,3 ppb (3,22 μg/m3), respectivement. Entre août 2013 et août 2016, une concentration horaire moyenne de soufre réduit total inférieur(e) à 1 ppb (inférieur(e) à 1,4 μg/m3) a été signalée à Saint John (Nouveau-Brunswick), dont jusqu'à 60 % aurait pu être composé de sulfure d'hydrogène (Nouveau-Brunswick, 2016; Environnement Canada, 2004b). Dans la même étude, les concentrations au 99e centile et les concentrations horaires maximales atteignaient 0,6 à 1,2 ppb (0,84 à 1,68 μg/m3) et 10,8 ppb (15,12 μg/m3), respectivement, d'après l'hypothèse que jusqu'à 60 % du soufre réduit total était constitué de sulfure d'hydrogène.

En 2015, des concentrations moyennes annuelles de sulfure d'hydrogène de 0,6 à 1,4 ppb (0,84 à 1,96 μg/m3) ont été mesurées dans le sud-est de la Saskatchewan (SESAA, 2015). Les concentrations moyennes maximales sur 1 heure et 24 heures étaient de 118,6 ppb (166,0 μg/m3) et de 14,0 ppb (19,6 μg/m3), respectivement. En 2014, des concentrations horaires moyennes et maximales de sulfure d'hydrogène atteignant 0,36 ppb (0,504 μg/m3) et 6 ppb (8,4 μg/m3), respectivement, ont été signalées dans une communauté des Premières Nations dans le sud-ouest de l'Ontario, d'après l'hypothèse que jusqu'à 60 % du soufre réduit total était constitué de sulfure d'hydrogène (MOECC, 2016; Environnement Canada, 2004b). En 2014, des concentrations moyennes maximales sur 1 heure et 24 heures de sulfure d'hydrogène de 2,0 ppb (2,8 μg/m3) et de 1,8 ppb (2,52 μg/m3), respectivement, ont été mesurées à une station des Territoires du Nord-Ouest (Northwest Territories, 2014). En 2014, des concentrations horaires moyennes de sulfure d'hydrogène inférieur(e) à 1 à 1 ppb (inférieur(e) à 1,4 à 1,4 μg/m3) ont été signalées à Edmonton, en Alberta (ACA, 2014). Dans la même étude, on avait signalé des concentrations moyennes maximales sur 1 heure et 24 heures de 22 ppb (30,8 μg/m3) et de 3 ppb (4,2 μg/m3), respectivement.

Il existe deux objectifs de qualité de l'air pour le sulfure d'hydrogène en Alberta. L'objectif sur 1 heure est basé sur une perception d'odeur et est établi à 10 ppb (14 μg/m3), tandis que l'objectif de concentration moyenne sur 24 heures est de 3 ppb (4,2 μg/m3), et il vise à assurer une protection contre les effets sur la santé. En 2009, les dépassements de concentrations sur 1 heure se sont produits le plus fréquemment dans la région des sables bitumineux au nord de Fort McMurray, aux sites de Mildred Lake (571), Mannix (494), Lower Camp (221) et Buffalo Viewpoint (61). Des dépassements de la concentration sur 1 heure ont également eu lieu, mais moins fréquemment, à Calgary Est (25) et à Fort Saskatchewan (1) en 2009. Une usine de traitement des eaux usées est considérée comme une source potentielle d'émissions atmosphériques de sulfure d'hydrogène près de la station de surveillance de Calgary Est, tandis que les sources potentielles de rejets à Fort Saskatchewan sont les installations pétrolières et gazières et les usines d'engrais à proximité (Alberta Environment, 2011).

La Southeast Saskatchewan Airshed Association (SESAA), organisme sans but lucratif regroupant des membres du public, de l'industrie, des gouvernements et d'ONG, recueillent des données sur la qualité de l'air dans la région du sud-est de la Saskatchewan. Le bassin atmosphérique du sud-est de la Saskatchewan couvre une superficie d'environ 36 800 km2 dans une région où les principales activités économiques sont la production de gaz naturel et de pétrole, des tanneries, le traitement des eaux usées, des usines de papier kraft, des usines de fabrication de textile et de rayonne, et la fabrication de goudron et d'asphalte. L'examen des données obtenues par les 30 stations de surveillance indique que les concentrations moyennes mensuelles étaient comprises entre 0,2 ppb (0,28 μg/m3) et 3,2 ppb (4,5 μg/m3) entre janvier 2010 et juillet 2013 (SESAA, 2013).

On compte quatre stations de surveillance dans les Territoires du Nord-Ouest (Yellowknife, Inuvik, Fort Liard et Norman Wells). Les concentrations horaires maximales de sulfure d'hydrogène en 2010 et 2011 étaient comprises entre 2 et 5 μg/m3(NWTENR, 2010, 2011, 2014). Les concentrations moyennes maximales enregistrées sur 24 heures allaient de 2 à 4 μg/m3. La majeure partie des concentrations mesurées étaient inférieures à 1 μg/m3.

Les concentrations horaires maximales les plus élevées ont été enregistrées à l'installation pétrolière et gazière d'amont de Cameron Hills, dans les Territoires du Nord-Ouest, avec des valeurs horaires maximales de 83 et de 81 μg/m3(59 et 58 ppb), pour les périodes de mai 2006 à avril 2007 et de mai 2008 à avril 2009, respectivement (Girard, 2007; Chepelkevitch, 2009). La concentration moyenne mensuelle la plus élevée de sulfure d'hydrogène enregistrée par des appareils de surveillance passifs était de 27 μg/m3 (19 ppb) (Chepelkevitch, 2009). L'installation a également signalé 40 à 50 dépassements de la concentration de sulfure d'hydrogène sur 1 heure, par rapport à l'objectif albertain de qualité de l'air ambiant (OQAA) de 13,94 μg/m3 (10 ppb), à chacune des périodes de surveillance de 12 mois.

Le Groupe de travail sur les objectifs et les lignes directrices en matière de qualité de l'air (GTOLDQA) (2000) a fait une synthèse de quelques-unes des données les plus anciennes sur les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air mesurées par 93 stations de surveillance partout au Canada entre janvier 1989 et décembre 1998. Quatorze des sites d'échantillonnage se trouvaient à des installations pétrolières et gazières et six, à des sites de sables bitumineux. La concentration horaire au 99e centile associée aux raffineries de pétrole et de gaz était de 12 ppb (16,8 μg/m3), et elle était de 7 ppb (9,8 μg/m3) dans le cas des installations de sables bitumineux. Une concentration horaire maximale de 83 μg/m3 (59 ppb) a été signalée pour l'installation pétrolière et gazière d'amont de Cameron Hills dans les Territoires du Nord-Ouest. Les concentrations dans les zones classées « urbaines » étaient parmi les plus faibles.

La section Évaluation de l'exposition, dans la partie du présent rapport traitant des effets néfastes sur la santé humaine, et l'annexe A contiennent d'autres renseignements sur les concentrations dans l'air à proximité des installations pétrolières et gazières.

7.1.2 Usines publiques de traitement des eaux usées

Les usines de traitement des eaux usées peuvent rejeter du sulfure d'hydrogène dans l'air et dans l'eau. À la fin de novembre 2014, du sulfure d'hydrogène avait été mesuré à une concentration horaire de 25 ppb (35 μg/m3) (paramètre statistique non spécifié) près d'une usine de traitement des eaux usées en Alberta (Huffington Post, 2016; CBC, 2016; Global News, 2016).

À une station de surveillance de la qualité de l'air près de l'usine de traitement des eaux usées Bonnybrook à Calgary (Alberta), une concentration moyenne mensuelle maximale de 2 μg/m3 (1,4 ppb) et une valeur maximale sur 1 heure de 53 mg/m3 (38 ppb) ont été signalées, d'après les données obtenues entre janvier 1989 et juillet 2003 (Hoeksema, 2004).

7.1.3 Usines de pâtes et papiers

En 2015, du sulfure d'hydrogène a été détecté dans 2 des 12 échantillons d'air (chacun ayant été prélevé à un mois différent sur une période de 24 heures) prélevés dans une cheminée de dissolveur de salin dans une usine de pâte kraft en Colombie-Britannique à des concentrations de 47,51 ppb (66,51 μg/m3) et de 121,75 ppb (170,44 μg/m3), respectivement (British Columbia, 2015). Ces valeurs sont plus élevées que les objectifs de soufre réduit total (SRT, mesuré en termes de sulfure d'hydrogène) établis par la province pour gérer la qualité de l'air en Colombie-Britannique. Les objectifs de SRT (mesuré en termes de sulfure d'hydrogène) en Colombie-Britannique sont de 7 μg/m3 (5 ppb) pour 1 heure et de 3 μg/m3 (2 ppb) pour 24 heures. Il est probable que les concentrations élevées sont le résultat de rejets accidentels et de déversements de liqueur noire à l'usine de traitement (communication personnelle avec l'unité Pâtes et papiers - effluents et résidus, Direction de la protection de l'environnement, ECCC, 26 septembre 2016).

Environnement Canada (2004b) a présenté les concentrations de soufre réduit total dans des échantillons d'air prélevés sur 1 heure à 50 usines de pâtes et papiers partout au Canada pour une période allant du milieu des années 1990 à 2003. La concentration au 99e centile et/ou la concentration maximale ont été estimées pour chaque site de surveillance. La concentration maximale au 99e centile sur 1 heure du soufre réduit total était de 63 ppb (88,2 μg/m3) à une usine en Ontario en 2000. La concentration annuelle moyenne de 3,2 ppb (4,5 μg/m3) estimée pour cette même usine ontarienne était également la concentration annuelle moyenne la plus élevée pour l'ensemble du Canada. D'après l'hypothèse que le sulfure d'hydrogène peut représenter jusqu'à 60 % du soufre réduit total (Environnement Canada, 2004b), ces valeurs correspondent à des concentrations de sulfure d'hydrogène atteignant 37,8 ppb (52,9 μg/m3) et 1,9 ppb (2,7 μg/m3), respectivement.

Comme nous l'avons mentionné précédemment, le GTOLDQA (2000) a résumé les données sur le sulfure d'hydrogène dans l'air obtenues à 93 stations de surveillance partout au Canada entre janvier 1989 et décembre 1998. De ce nombre, 64 sites d'échantillonnage se trouvaient près d'usines de pâtes et papiers. La concentration horaire au 99e centile associée à ces usines était de 31 ppb (43,4 μg/m3), la valeur la plus élevée pour tous les secteurs examinés. La concentration horaire maximale globale signalée pour tous les secteurs était de 503 ppb (705 μg/m3), laquelle a également été mesurée près d'une usine de pâtes et papiers, tout comme la concentration moyenne mensuelle la plus élevée de 3,9 ppb (5,5 μg/m3).

La section Évaluation de l'exposition, dans la partie du présent rapport traitant des effets néfastes sur la santé humaine, et l'annexe A contiennent d'autres renseignements sur les concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air à proximité des usines de pâtes et papiers.

7.1.4 Exploitations d'élevage intensif

Le sulfure d'hydrogène a été mesuré à la fois en amont et en aval d'exploitations d'élevage confinées de bovins de boucherie, de bovins laitiers, de volaille et de porc en Alberta pendant 14 mois (Alberta Government, 2011). Les concentrations moyennes de sulfure d'hydrogène sur 1 heure et sur 24 heures ont été comparées aux objectifs de qualité de l'air ambiant (OQAA) correspondants, c.-à-d. 10 ppb (14 μg/m³) et 3 ppb (4 μg/m³), respectivement. Les concentrations moyennes sur 1 heure (valeurs moyennes, minimales, médianes et maximales) de sulfure d'hydrogène ont été mesurées à chaque station mobile en tenant compte de la direction du vent au cours de chaque période de mesure. Les concentrations moyennes sur 1 heure variaient de nulles (absence de détection) à 6,59 ppb et de nulles (absence de détection) à 22,8 ppb aux stations mobiles 1 et 2, respectivement. En tout, il y a eu deux dépassements des OQAA moyens sur 1 heure pour le sulfure d'hydrogène à la station mobile 2 au cours de l'étude. La comparaison des concentrations moyennes de sulfure d'hydrogène mesurées sur 24 heures et de l'OQAA moyen sur 24 heures n'a révélé aucun dépassement de cet OQAA pendant l'étude.

Il y a des exploitations d'élevage intensif partout au Canada. Les concentrations maximales sur 1 heure de sulfure d'hydrogène à deux exploitations d'élevage de porc étaient de 76 et 26 μg/m3 dans la région de Lethbridge (Alberta). Les concentrations de sulfure d'hydrogène mesurées à tous les autres sites variaient de 1,4 à 11 μg/m3 (Alberta Environment, 2000b).

Les études de qualité de l'air réalisées près d'installations d'élevage de porc au sud de Girouxville, en Alberta, (Alberta Environment, 2007) ont révélé une concentration moyenne (médiane) sur 1 heure de 8,4 μg/m3 (6 ppb) de sulfure d'hydrogène lors de l'étude de l'automne 2005; au même endroit au printemps 2006 la concentration médiane avait plus que doublé pour atteindre 21 μg/m3 (15 ppb). Par contre, les concentrations moyennes sur 1 heure de sulfure d'hydrogène aux sites de référence étaient comprises entre une valeur inférieure au seuil de détection et 1,4 μg/m3 (1 ppb).

Une étude de surveillance réalisée entre octobre 2007 et septembre 2008 par la Peace Airshed Zone Association (PAZSA, 2011) a fait état d'une concentration maximale sur 1 heure de 21 μg/m3(14,9 ppb) près de Girouxville. Au cours de ce projet, il n'y a eu aucun dépassement de l'OQAA sur 24 heures pour le sulfure d'hydrogène, qui est de 4,2 μg/m3 (3 ppb). Pendant plus de 90 % de la durée de l'étude, les concentrations de sulfure d'hydrogène étaient égales ou inférieures au seuil de détection de 1,4 μg/m3 (1 ppb) de l'instrument à la station. Les concentrations les plus élevées de sulfure d'hydrogène ont été mesurées en hiver, lorsque les conditions favorisent une faible dispersion, particulièrement pendant les inversions de température.

7.2 Eau

Les concentrations de sulfure d'hydrogène dissous dans l'eau et les eaux usées sont estimées indirectement à partir des concentrations mesurées de sulfures dissous. Comme l'indique le tableau 3-1, la proportion de H2S non ionisée par rapport à l'ion bisulfure dissous (HS-) varie surtout en fonction du pH de l'eau. Lorsque l'on estime les concentrations de sulfure d'hydrogène à partir des données sur le pH de l'eau et des concentrations mesurées de sulfures dissous, on suppose généralement que la majeure partie des sulfures dissous détectés sont présents sous forme d'ions bisulfure (HS-) libres ou de sulfure d'hydrogène non ionisé.

Les méthodes standards de quantification des sulfures dissous consistent habituellement à mesurer les espèces « labiles en milieu acide » (Bowles et al., 2003). Il s'agit des sulfures (p. ex., HS-) libérés sous forme de H2S gazeux lorsqu'un acide est ajouté à un échantillon d'eau. Ce n'est que relativement récemment cependant que l'on a reconnu que les eaux de surface oxiques contiennent habituellement des quantités importantes de sulfures de métaux dissous et colloïdaux (p. ex., FeS(aq), ZnS(aq)), qui peuvent également être libérés par de telles méthodes (Adams et Kramer, 1999; Bowles et al., 2003; Sukola et al., 2005). En raison de la grande affinité des métaux dissous pour les sulfures et de l'instabilité des sulfures libres dans les eaux oxiques, il est raisonnable de s'attendre, en théorie, à ce que la grande majorité des sulfures labiles en milieu acide détectés dans les eaux de surface et les eaux usées oxiques soient en fait sous forme de sulfures de métaux dissous (particulièrement le fer), comme l'ont décrit Adams et Kramer (1999) et Sukola et al. (2005).

Une seule étude dans laquelle on avait mesuré les concentrations de différentes espèces de sulfures dissous dans des eaux usées et des eaux douces oxiques a été recensée. Rozan et al. (2000) ont mesuré les concentrations totales de sulfures dissous, ainsi que les concentrations de FeS(aq), FeSH+(aq), CuS(aq), ZnS(aq) et polysulfures (Sx2-), dans des échantillons d'eau provenant de sept rivières et des échantillons d'eaux usées provenant de deux usines de traitement des eaux usées dans le nord-est des États-Unis. Ils ont constaté que le HS- est l'une des espèces qui pourrait contribuer à leurs résultats mesurés de sulfures dissous totaux. En supposant, comme nous l'avons mentionné ci-dessus, qu'en plus du H2S/HS- libre, ce sont surtout les sulfures de zinc et de fer dissous qui contribuent aux concentrations mesurées de sulfures labiles en milieu acide, les résultats de Rozan et al. (2000) laissent croire qu'au plus 15 % environ des concentrations de sulfures dissous mesurées par les méthodes standards pourraient être constituées de H2S/HS- libre (Doyle, 2013). Compte tenu des incertitudes probables dans les concentrations présentées par Rozan et al. (2000), ce pourcentage ne doit être considéré que comme une estimation approximative de la limite supérieure (Tessier, 2013). Le pourcentage réel des concentrations de sulfures dissous devrait être beaucoup plus faible, car plusieurs espèces différentes de sulfures, en plus du H2S/HS- (p. ex., AgS(aq), CdS(aq), HgS(aq), PbS(aq) et S(aq)0), ont pu contribuer aux 15 % estimés et, plus important encore, car le H2S/HS-libre est intrinsèquement instable dans les eaux oxiques, les pertes se produisant à la fois par réaction et par volatilisation (Bowles et al., 2003; Sukola et al., 2005).

La possibilité de trouver des ions bisulfure libres dans les eaux oxiques est grandement réduite lorsque les concentrations de fer (et d'autres métaux) dissous sont plus élevées que celles des sulfure dissous (Luther, 2013), exprimées en moles. Dans cette situation, et tout dépendant des concentrations relatives et des affinités pour d'autres ligands, les métaux auront tendance à réagir avec le sulfure disponible pour former des complexes métaux-sulfures dissous relativement stables.

En effet, il est fréquent que les métaux dissous (en particulier le fer) soient plus abondants que les sulfures dans les eaux de surface et les eaux usées oxiques. Par exemple, dans une étude portant sur plusieurs lacs au Québec réalisée par Sukola et al. (2005), les concentrations molaires de fer dissous étaient de deux ordres de grandeur supérieures aux concentrations molaires de sulfures labiles en milieu acide. De même, Rozan et al. (2000) ont fait état de concentrations élevées de fer dissous par rapport aux sulfures dans des échantillons d'eau et d'eaux usées provenant du nord-est des États-Unis. En outre, une vérification ponctuelle et limitée de données non publiées sur les concentrations de fer et de sulfures dissous dans la rivière Athabasca et d'autres rivières du nord de l'Alberta (Alberta Environment, 2013) a révélé que les concentrations molaires de fer dissous sont presque toujours supérieures à celles des sulfures dissous labiles en milieu acide, habituellement de deux ordres de grandeur ou plus.

Nous avons donc supposé dans la présente évaluation qu'au moins 85 % des concentrations de sulfures dissous mesurées par les méthodes d'analyse standards sont sous forme de sulfures de fer (et de zinc), et qu'au plus 15 % environ sont sous forme de H2S/HS- libre. Cependant, comme nous l'avons déjà expliqué, le pourcentage réel présent sous forme de H2S/HS- devrait, dans la plupart des cas, être beaucoup plus faible. Ainsi, Luther et al. (2003), en utilisant des balayages voltamétriques, ont mesuré des quantités importantes de FeS(aq), mais seulement des traces de H2S dans l'eau à l'interface des couches oxique et anoxique d'un lac artificiel stratifié en Pennsylvanie, avec un excès de fer dissous par rapport aux sulfures. De même, Rozan et Benoit (1999) ont déclaré n'avoir trouvé aucune trace de HS- libre, mais avoir mesuré des quantités importantes de complexes cuivre-sulfures dissous dans des échantillons d'eaux riches en métaux et relativement oxiques prélevés dans quatre rivières du sud de la Nouvelle-Angleterre. Par conséquent, les concentrations présentées dans cette section-ci du rapport, que l'on suppose être constituées d'au plus 15 % de sulfures dissous mesurés sous forme de H2S/HS- libre, sont appelées valeurs « limites supérieures ».

Il convient de mentionner qu'à moins de prendre des précautions (p. ex., en ajoutant un agent de conservation à base d'acétate de zinc dans l'eau échantillonnée), on risque de perdre le H2S/HS- des échantillons d'eau par oxydation ou volatilisation avant l'analyse (Holm et al., 2000). En outre, il est établi que certains sulfures métalliques dissous disparaissent de l'eau après avoir été adsorbés sur les parois des contenants d'échantillons, et lorsque les échantillons sont filtrés pour en retirer les matières en suspension (Bowles et al., 2003). Cela pourrait conduire à une sous-estimation des concentrations. Cependant, les résultats des analyses en laboratoire réalisés par Bowles et al. (2003) laissent croire que ces pertes peuvent être sensiblement atténuées par la présence de matières organiques couramment présentes dans les eaux naturelles et les eaux usées.

7.2.1 Régions éloignées

Deux études publiées ont été recensées dans lesquelles on présente des concentrations de sulfures dissous dans les échantillons d'eaux douces oxiques prélevés dans des régions canadiennes où le risque de contamination est faible. Des concentrations de sulfures dissous de l'ordre du nanogramme par litre (maximum d'environ 100 ng/L) ont été signalées dans trois lacs du Québec et trois plans d'eau en milieu rural en Ontario par Sukola et al. (2005) et Bowles et al. (2003), respectivement. En utilisant ces valeurs de sulfures dissous publiées et les données sur le pH de l'eau (entre 5,6 et 7,7), et en supposant, comme nous l'avons déjà expliqué, qu'au moins 85 % des sulfures mesurés forment des complexes avec le fer, les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène non ionisé dans ces eaux relativement pures varieraient de 0,001 à 0,02 μg/L selon les estimations. Bien que les données pertinentes soient limitées, ces résultats permettent de croire que les concentrations de sulfure d'hydrogène non ionisé dans les eaux douces oxiques non contaminées au Canada ne devraient pas dépasser environ 0,1 μg/L.

7.2.2 Installations pétrolières et gazières, mines de charbon

Alberta Environment (2013) a recueilli des données sur les concentrations de sulfures dissous dans plus de 3 000 échantillons d'eaux de surface dans la province, à partir de la fin des années 1970. Malheureusement, les seuils de détection analytiques pour les échantillons obtenus avant 1990 environ, et représentant peut-être la moitié de l'ensemble de données, étaient trop élevés pour donner des résultats significatifs. Les concentrations de sulfure d'hydrogène dans les échantillons d'eau prélevés plus récemment (au cours des années 1990 et 2000) ont été calculées d'après les données disponibles sur les sulfures dissous et le pH estimé de l'eau (habituellement 8,0), en supposant, comme nous l'avons déjà expliqué, qu'au moins 85 % des sulfures mesurés forment des complexes avec le fer. En effet, le pourcentage complexé avec le fer est probablement supérieur à 85 %, car les résultats des contrôles ponctuels ont révélé que les concentrations molaires de fer dissous sont presque toujours supérieures à celles des sulfures dissous labiles en milieu acide, habituellement par deux ordres de grandeur ou plus, dans la rivière Athabasca et d'autres rivières du nord de l'Alberta (Alberta Environment, 2013).

Les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène non ionisé estimées dans les rivières du nord de l'Alberta étaient généralement inférieures à 0,1 μg/L, à quelques exceptions près. Des concentrations de sulfure d'hydrogène atteignant 320 μg/L ont été mesurées dans des échantillons d'eaux de sortie d'un bioréacteur, dans une centrale au charbon en Alberta, prélevés en 2008. Les concentrations réelles étaient probablement quelque peu inférieures à cette quantité, car, dans ce cas, les sulfures ont été mesurés sous forme « totale » (avec les matières particulaires), au lieu de l'être sous forme de concentrations dissoutes. Malheureusement, aucune donnée de surveillance n'était disponible pour les eaux de surface à proximité de ce site. Des concentrations élevées de sulfure d'hydrogène (atteignant 100 μg/L) ont également été estimées pour les eaux de source prélevées au début des années 1990 à un puits de pétrole abandonné en Alberta. De nouveau, aucune information n'est disponible sur les concentrations dans les eaux de surface à proximité. Des concentrations quelque peu élevées de sulfure d'hydrogène (jusqu'à 0,4 μg/L) ont été estimées également dans des échantillons d'eau prélevés pendant quatre ans (2008-2011) dans la rivière Athabasca en aval d'une installation de sables bitumineux.

7.2.3 Usines de pâtes et papiers

Les résultats de l'étude réalisée par le National Council for Air and Stream Improvement (NCASI, 2012) sur 25 usines de pâtes et papiers - la plupart situées aux États-Unis, mais quelques-unes au Canada - indiquent que les concentrations de sulfures dissous totaux dans des échantillons d'effluents finals traités biologiquement (l'année de prélèvement des échantillons n'a pas été indiquée) allaient de l'absence de détection (inférieur(e) à 30 μg/L) à 290 μg/L (0,29 mg/L). La concentration moyenne était de 100 μg/L et la concentration médiane, de 70 μg/L. L'étude a également fourni des estimations des concentrations de sulfure d'hydrogène dans les eaux réceptrices près des points de rejet des 25 usines. Ces valeurs sont basées sur un facteur de dilution applicable à 80 % des usines qui tient compte des volumes rejetés à faible débit dans les eaux réceptrices. Les concentrations estimées de sulfure d'hydrogène dans les eaux réceptrices allaient de la non-détection à 14 μg/L (0,014 mg/L), pour une moyenne de 5 μg/L (0,005 mg/L) et une médiane de 3,5 μg/L (0,0035 mg/L). Cependant, ces estimations ne tenaient pas compte de la contribution probable des sulfures de fer aux concentrations mesurées de sulfures dissous. En supposant, comme nous l'avons expliqué ci-dessus, que le pourcentage de complexation sulfures-métaux est d'au moins 85 %, les concentrations moyennes, médianes et maximales limites supérieures dans les eaux réceptrices seraient de 0,75 μg/L, 0,53 μg/L et 2,1 μg/L, respectivement, En effet, comme nous l'avons expliqué précédemment, le pourcentage complexé avec le fer peut être de beaucoup supérieur à 85 %, d'autant plus que des quantités importantes de métaux (en particulier le fer et le manganèse) se retrouvent couramment dans les eaux usées des usines de pâtes et papiers (p. ex., Palumbo et al., 2010).

L'usine de Meadow Lake, située à environ 300 km au nord de Saskatoon, a déclaré une concentration de 6 % d'hydrogénosulfure de sodium dans ses salins. Grâce à un dispositif appelé système de séparation de liqueur verte, 98 % de l'hydrogénosulfure de sodium a été éliminé (Jemaa et al., 2009), ce qui a réduit la quantité de « salins » contenant de l'hydrogénosulfure de sodium qui était envoyée aux décharges.

7.2.4 Usines publiques de traitement des eaux usées

D'après une enquête réalisée en 2006 auprès des usines publiques de traitement des eaux usées, environ 21 % de la population canadienne est desservie par une installation de traitement primaire ou moins, et 79 % de la population est desservie par au moins un système de traitement secondaire (Environnement Canada, 2010).

Les résultats d'une étude préliminaire sur deux usines publiques de traitement des eaux usées au Canada en novembre 2012 et à l'hiver/printemps 2013 ont indiqué que le sulfure d'hydrogène n'était pas présent à une concentration détectable (limite de détection de 2 mg/L) (ECCC, 2015). Ces installations de traitement des eaux usées utilisaient un procédé de boue activée secondaire pour une grande région urbaine, et une lagune facultative avec un temps de rétention d'environ 4 mois. Des échantillons d'influents bruts, d'effluents primaires et d'effluents finals ont été prélevés dans un système, et des échantillons d'influents bruts et d'effluents finals ont été prélevés dans le deuxième système. Du sulfure d'hydrogène (sous forme de S2-) a été détecté dans tous les échantillons d'influents bruts et d'effluents primaires dans les deux systèmes (n = 6, et n = 3, respectivement), mais il n'était présent en concentration détectable dans aucun des échantillons d'effluents (n = 6). On a donc conclu que tout système de traitement des eaux usées qui est « secondaire ou équivalent », c.-à-d. qui parvient à réduire la demande biologique en oxygène (DBO) et le total des solides en suspension (TSS), comme l'exige le Règlement sur les effluents des systèmes d'assainissement des eaux usées (Canada, 2012b), éliminera également le sulfure d'hydrogène pour l'amener à une concentration non détectable.

Un programme de surveillance québécois a relevé des concentrations relativement élevées de sulfures dissous dans les effluents d’une usine de traitement des eaux usées employant un traitement primaire et un système de lagunes non aérées (MEQ, 2001a,b). Les échantillons avaient été prélevés entre 1997 et 1999 dans 15 installations de traitement des eaux usées de la province. Les valeurs moyennes maximales, soit 110 et 140 µg/L, ont été enregistrées en été à deux usines de traitement des eaux usées, et les deux rejetaient leurs effluents dans le fleuve Saint-Laurent. Une concentration moyenne de 120 µg/L de sulfures dissous a également été enregistrée dans un échantillon d’eau prélevé dans une lagune à Martinville (au sud-est de Sherbrooke) en hiver. En supposant que le pH de l’eau était d’environ 7,5 (une valeur type pour l’eau du fleuve Saint-Laurent; Ramesh, 1989) et, comme nous l’avons expliqué ci-dessus, en supposant qu’au moins 85 % des sulfures dissous mesurés sont complexés avec le fer, on a estimé que la concentration limite supérieure de H2S dans ces effluents variait de 4,0 à 5,0 µg/L. En effet, le pourcentage de H2S complexé avec le fer est probablement de beaucoup supérieur à 85 %, car des concentrations relativement élevées de fer extractible total ont été signalées dans les effluents de ces systèmes, c.-à-d. d’environ 200 à 1 700 µg/L, selon que les eaux usées avaient été traitées ou non au chlorure ferrique (MEQ, 2001a,b). En supposant un facteur de dilution de 10 après le rejet, les concentrations limites supérieures résultantes dans les eaux de surface réceptrices seraient de 0,4 à 0,5 µg/L. Le programme comprenait également des essais de toxicité des effluents. Bien qu’il ne soit pas possible d’établir des relations non ambiguës entre la présence d’un contaminant dans un effluent et la toxicité observée, les auteurs du rapport du MEQ (2001a,b) ont noté que le sulfure d’hydrogène est l’une des substances qui aurait pu être responsable de certains des effets néfastes observés.

Dans une étude de 2003 non publiée portant sur la qualité de l'eau du fleuve Saint-Laurent, des chercheurs d'Environnement Canada, au Centre Saint-Laurent au Québec, ont mesuré des concentrations de sulfures dissous de 20 μg/L à 0,5, 1,0 et 2,5 km en aval de l'exutoire d'une installation de traitement des eaux usées et de 10 μg/L à 7 km en aval de l'exutoire (Environnement Canada, 2004c). En supposant que le pH était de 7,5 (Ramesh, 1989) et, comme nous l'avons déjà expliqué, qu'au moins 85 % des sulfures dissous mesurés sont complexé avec du fer dissous, qui est plus abondant que les sulfures dans ces eaux (Gagnon et Turcotte, 2007), les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène dans ces eaux ont été estimées à 0,75 et 0,40 μg/L, respectivement.

Adams et Kramer (1999) ont mesuré les sulfures dissous dans les effluents d'installations de traitement des eaux usées à Dundas et à Burlington (Ontario) en 1997-1998. Les deux usines utilisaient un procédé de traitement par boue activée, avec l'ajout de chlorure ferrique afin d'accroître la formation de floc et la décantation dans les bassins de clarification. Les auteurs ont indiqué avoir mesuré des concentrations de 7,1 μg/L (223 nM) dans les effluents de l'usine de Dundas et de 9,0 μg/L (280 nM) dans ceux de l'usine de Burlington. Des échantillons d'eaux de surface ont également été prélevés en aval de l'usine de Dundas, dans le canal Desjardins. Les concentrations mesurées allaient de 6,5 μg/L (202 nM), près de l'exutoire de l'usine, à 5,9 μg/L (184 nM), à 500 m en aval de l'exutoire. En supposant que le pH était de 7,4 (Adams et Kramer, 1999) et, comme nous l'avons déjà expliqué, qu'au moins 85 % des sulfures dissous mesurés sont complexés avec le fer, les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène dans ces eaux de surfaces sont estimées être de 0,27 et 0,25 μg/L, respectivement.

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8. Devenir et comportement dans l'environnement

Les tableaux 3-1 et 3-2 présentent un résumé des propriétés physiques et chimiques du sulfure d'hydrogène, de l'hydrogénosulfure de sodium et du sulfure de disodium qui sont pertinentes pour déterminer leur devenir dans l'environnement. On trouvera ci-dessous des informations sur leur comportement dans l'environnement, y compris leur persistance et leur potentiel de bioaccumulation.

Le sulfure d'hydrogène est un acide faible. Il s'équilibre avec ses anions HS- et S2- en solution aqueuse (deuxième et troisième équilibre de l'équation 1) (Li et Lancaster, 2013).

H2S(g) ̠H2S(aq) ̠HS-+H+ ̍ S2-+2H+      Équation 1

D'après l'équation 1, le déplacement de l'équilibre vers la gauche pourrait entraîner une diminution de la concentration de sulfure d'hydrogène, mais également une augmentation du pH de la solution. L'équation 1 est également la base pour l'application de sulfure d'hydrogène gazeux ou de sulfure métallique inorganique, p. ex., le sulfure de disodium (Na2S) et l'hydrosulfure de sodium (NaHS), comme sources de sulfure d'hydrogène en solution. Une solution mère non tamponnée obtenue à partir de sulfure d'hydrogène gazeux est généralement acide, tandis qu'une telle solution obtenue à partir de sulfure métallique est basique (Li et Lancaster, 2013).

Hydrogénosulfure de sodium et sulfure de disodium
Lorsqu'il est exposé à l'air, l'hydrogénosulfure de sodium subit une auto-oxydation et forme progressivement du polysulfure, du thiosulfate et du sulfate. Il absorbe également le dioxyde de carbone et forme du carbonate de sodium (Bush, 2000). Le sulfure de disodium, lorsqu'il est exposé à l'air, s'oxydera en sulfate de sodium (Na2SO4), mais un certain nombre de composés intermédiaires de soufre (polysulfures et thiosulfates) seront également produits (HIGP, 1989). L'hydrogénosulfure de sodium est très soluble dans l'eau. Dans ce milieu, il se dissocie immédiatement, le soufre entre dans le cycle naturel du soufre et, tout dépendant du pH, il peut y avoir formation du sulfure d'hydrogène. Dans les conditions ambiantes, le sulfure de disodium est solide, a un point d'ébullition est élevé, et est très soluble dans l'eau.

8.1 Distribution et persistance dans l'environnement

Le sulfure d'hydrogène devrait être rejeté dans l'air et dans l'eau. C'est un gaz dans les conditions ambiantes, et il devrait quitter l'eau ou le sol pour se retrouver dans l'atmosphère. Son temps de séjour dans l'atmosphère varie de 0,6 à 29 jours. Le sulfure d'hydrogène est soluble dans l'eau et mobile dans les milieux aquatiques et les sols humides, quoique sa demi-vie en milieu aérobie aquatique soit courte.

8.1.1 Air

Le sulfure d'hydrogène est un gaz dans les conditions ambiantes types, de sorte que lorsqu'il est rejeté dans l'eau ou sur le sol, il aura tendance à quitter ces milieux pour se retrouver dans l'atmosphère. Il est rejeté dans l'atmosphère et forme des nuages localisés à faible altitude qui se dispersent rapidement et sont donc dilués par les vents et la turbulence (NRCC, 1981). Cette dispersion peut s'accompagner de dépôts humides, de dépôts secs et de transformations chimiques, tous ces mécanismes ayant pour effet de réduire encore davantage les concentrations dans l'air ambiant.

Le sulfure d'hydrogène n'absorbe pas le rayonnement solaire dans la basse atmosphère (troposphère), et il est donc photochimiquement stable (Warnek, 1988).

Le sulfure d'hydrogène est retiré de l'atmosphère surtout par des réactions d'oxydation avec les radicaux hydroxyle (OH•). Le mécanisme exact de cette réaction n'a pas été élucidé, mais on croit qu'il est amorcé par une réaction d'abstraction de l'hydrogène, comme suit :

H2S + OH• → H2O + SH•     Équation 2

Le radical sulfhydryle résultant (SH•) ne s'accumule pas dans l'atmosphère, et on pense qu'il est éliminé par réaction avec le formaldéhyde et l'ozone (Iowa, 2002).

Les vitesses de réaction du sulfure d'hydrogène avec d'autres oxydants comme O3, NO2, O2 et RO2 sont trop lentes pour concurrencer la réaction avec OH•. La constante de vitesse pour la réaction du radical hydroxyle avec le sulfure d'hydrogène a été déterminée expérimentalement comme étant (5,2 ± 0,8) × 10-12 cm3/s (Barnes et al., 1986).

Le temps de séjour du sulfure d'hydrogène dans l'atmosphère est tributaire de l'emplacement, de la température et d'autres variables atmosphériques, comme la concentration des précurseurs de radicaux, l'ensoleillement et l'humidité. En Californie, le temps de conversion moyen dans la troposphère du sulfure d'hydrogène en dioxyde de soufre par réaction avec les radicaux hydroxyle est d'environ 18 heures (Sprung, 1977; NRCC, 1981). Jaeschke et al. (1980) ont mesuré une concentration maximale importante en hiver et une concentration minimale en été. Le temps de séjour du sulfure d'hydrogène dans l'atmosphère varie, selon les estimations, de 0,93 jour en été à 42 jours en hiver à une latitude équivalente à celle d'Edmonton, en Alberta (Bottenheim et Strausz, 1980), ce qui équivaut à des demi-vies atmosphériques d'environ 0,65 et 29 jours, respectivement. Cette variation est due en partie à la sensibilité thermique des transformations chimiques du sulfure d'hydrogène, car les températures et l'ensoleillement plus faibles, ainsi que les concentrations moindres de radicaux hydroxyle dans les régions nordiques, ralentissent généralement les réactions. Dans de nombreux endroits au Canada, la demi-vie atmosphérique du sulfure d'hydrogène devrait donc être de beaucoup supérieure à 2 jours pendant la plupart des mois d'hiver.

8.1.2 Eaux de surface et sol

Le sulfure d'hydrogène est un gaz assez soluble dans l'eau, ce qui le rend très mobile dans les sols humides et les milieux aquatiques. Plusieurs espèces de microorganismes vivant dans les sols et dans l'eau oxydent le sulfure d'hydrogène en soufre élémentaire (S0), dans des conditions aérobies, et sa demi-vie de dégradation dans ces milieux est habituellement de l'ordre de 1 heure à plusieurs heures (Jørgensen, 1982). La volatilisation est également un mécanisme de perte important à partir des sols. Cependant, les sols peuvent également servir de puits pour le sulfure d'hydrogène atmosphérique qui est adsorbé sur l'argile ou les matières organiques, cette adsorption étant suivie d'une oxydation chimique et biologique rapide en soufre élémentaire (Cihacek et Bremner, 1993). On a constaté qu'un certain nombre d'organismes dégradent le sulfure d'hydrogène en soufre élémentaire et en sulfate, dont une bactérie hétérotrophe isolée dans une mousse acclimatée au diméthyldisulfure (Cho et al., 1992), un champignon hétérotrophe (Phae et Shoda, 1991) et l'isopode marin Saduria (Mesidotea) entomon (Vismann, 1991).

En raison de ses propriétés physiques et chimiques et de son devenir, le sulfure d'hydrogène a une très courte vie dans l'eau dans des conditions aérobies (oxiques). Il s'évapore relativement rapidement de l'eau, en fonction de facteurs tels la température, l'humidité et le pH (HSDB, 2003). Le modèle environnemental WVOLWIN utilise une constante de la loi d'Henry pour prédire une demi-vie d'évaporation en milieu aquatique de 38 minutes dans une rivière et de 56 heures dans un lac (Environnement Canada, 2002). Le modèle ne tient toutefois pas compte du fait qu'une partie du sulfure d'hydrogène dissous est ionisée. Par conséquent, les demi-vies réelles pourraient être un peu plus longues, particulièrement dans les eaux alcalines où l'espèce dominante est l'ion HS-. Bien que la demi-vie d'oxydation du sulfure d'hydrogène dans l'eau et les eaux usées soit habituellement assez brève (quelques minutes à quelques heures; p. ex., Millero et al., 1987; Nielsen et al., 2007; Palumbo et al., 2010), il est difficile de prédire les vitesses avec exactitude en raison de la complexité des réactions. Les sulfures peuvent réagir chimiquement avec l'oxygène dissous, mais on pense qu'il s'agit d'une réaction en chaîne complexe et lente (Millero et al., 1987; Kotronarou et Hoffmann, 1991; Nielsen et al., 2003). Des équations de vitesse générales ont été élaborées pour les eaux usées (Wilmot et al., 1988; Nielsen et al., 2004) et les effluents des usines de pâtes et papiers (Palumbo et al., 2010), mais elles ne tiennent pas compte de tous les facteurs importants qui interviennent dans l'oxydation du sulfure d'hydrogène. En règle générale, les vitesses d'oxydation dans les eaux aérobies peuvent varier (par un facteur pouvant atteindre 100), selon les concentrations de métaux dissous (p. ex., nickel, cobalt, manganèse et cuivre), la température, la concentration des autres réactants, le pH, la quantité et le type d'activité microbienne et la force ionique. En outre, la présence de certains produits chimiques organiques courants dans les eaux usées peut augmenter ou diminuer la vitesse d'oxydation.

Cependant, le sulfure d'hydrogène peut subsister relativement longtemps dans l'eau anoxique, et il est souvent associé à des sédiments anoxiques (Andreae et Jaeschke, 1992).

Lorsque le sulfure d'hydrogène pénètre dans des eaux oxygénées, il se dissout et se dissocie conformément aux réactions suivantes :

H2S ←→ HS- + H+Ka1

HS- ←→ S2- + H+Ka2

où K est la constante d'équilibre (K = 9,12 × 10-8a 25 °C).

La dissociation dans l'eau dépend principalement du pH de l'eau, bien que la température et la force ionique de la solution aient également un effet (Holm et al., 2000). La constante de dissociation acide pour la première réaction (pKa1) à 20 °C et avec une conductivité électrolytique de 1 200 μS/cm est de 7,04, de sorte que, à un pH de 7,04, la moitié du sulfure dissous sera du sulfure d'hydrogène et l'autre moitié, l'anion bisulfure (HS-). Comme la valeur pKa2 est élevée (11,96; ATSDR, 2006) l'ion S2- ne constituera jamais une espèce de sulfure importante dans des conditions environnementales normales. Les espèces dominantes seront le sulfure d'hydrogène et l'anion bisulfure. Lorsque le pH augmente, le rapport de la concentration de l'ion bisulfure sur le sulfure d'hydrogène aqueux augmente. À un pH de 6 et à une température d'environ 20 °C, 91 % du sulfure d'hydrogène sera non ionisé, pourcentage qui diminue jusqu'à environ 9 % à un pH de 8 (Pomeroy et Boon, 1990) (tableau 8-1). Les variations naturelles du pH de l'eau peuvent donc avoir un effet important sur la proportion de sulfure d'hydrogène présente. Les variations de température ont un effet plus limité sur l'ampleur de l'ionisation, les températures plus basses favorisant la forme non ionisée du sulfure d'hydrogène. Par exemple, à un pH de 7,0, la proportion présente sous forme de sulfure d'hydrogène non ionisé augmente d'environ 50 % à 60 %, lorsque la température passe de 20 °C à 10 °C (Australia and New Zealand Environment and Conservation Council, 2000).

Tableau 8-1. Proportions du sulfure dissous présent sous forme de sulfure d'hydrogène non ionisé et de HS- à un pH courant dans l'environnement et à une température d'environ 20 °C (selon Pomeroy et Boon, 1990)
pHProportion de H2S non ioniséProportion de HS-
5,00,990,01
6,00,910,09
6,20,860,14
6,40,800,20
6,60,720,28
6,80,610,39
7,00,500,50
7,20,390,61
7,40,280,72
7,60,200,80
7,80,140,86
8,00,090,91
8,20,0590,941
8,40,0390,961
8,60,0250,975
8,80,0160,986
9,00,0100,99

Si l'on introduisait du H2S/ HS- libre dans de l'eau douce aérobie ou anaérobie contenant des métaux, des réactions avec le fer dissous et d'autres métaux seraient prévisibles, ce qui produirait des complexes métal-sulfure (surtout du fer) dissous qui pourraient précipiter dans la solution si les concentrations étaient suffisamment élevées. Des réactions de ce type sont à prévoir, par exemple dans des sédiments anoxiques (Luther et al., 2003). Rozan et al. (2000) sont d'avis que les quantités relativement importantes de complexes fer-sulfure dissous qu'ils ont observées dans les eaux de rivières oxiques dans le nord-est des États-Unis avaient diffusé vers le haut, dans la colonne d'eau, depuis les sédiments anoxiques du fond.

8.2 Potentiel de bioaccumulation

Aucune donnée fiable sur la bioaccumulation du sulfure d'hydrogène n'a été recensée. Cependant, il est peu probable qu'il y ait une bioconcentration et une bioamplification du sulfure d'hydrogène dans la chaîne alimentaire, car il s'agit d'un gaz inorganique qui a une demi-vie relativement courte dans l'eau. Comme le sulfure d'hydrogène est un gaz inorganique, il ne devrait pas se bioconcentrer ni se bioaccumuler.

L'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium s'oxydent dans l'air et sont solubles dans l'eau. Vu leur faible coefficient de partage n-octanol-eau (Koe), aucune de ces deux substances ne devrait se bioconcentrer dans l'environnement.

Ni le sulfure de disodium ni l'hydrogénosulfure de sodium ne s'accumule dans l'environnement (log Koe = -4,23 and -3,5, respectivement) (ICSC, 2008).

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9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

9.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Les données empiriques sur les effets du sulfure d'hydrogène ont été prises en compte dans l'évaluation, basée sur le poids de la preuve, des effets du sulfure d'hydrogène sur l'environnement. Selon certains auteurs, le mécanisme de toxicité est la liaison immédiate du sulfure d'hydrogène à l'enzyme cytochrome-c-oxydase ou à d'autres protéines contenant des métaux et des disulfures (Beauchamp et al., 1983; Doman et al., 2002). Bien que les trois états de charge soient présents naturellement dans l'environnement (H2S, HS-et S2-), comme HS- est chargé, il est peu probable qu'il diffuse facilement dans les cellules. Par contre, le sulfure d'hydrogène peut traverser plus facilement les membranes cellulaires (Powell, 1989).

Il existe peu d'information sur l'écotoxicité du sulfure de disodium et de l'hydrogénosulfure de sodium. Les renseignements disponibles sur l'écotoxicité de l'hydrogénosulfure de sodium et du sulfure de disodium proviennent de la lecture croisée des données sur le sulfure d'hydrogène.

9.1.1 Compartiment aquatique

Il est établi que le sulfure d'hydrogène a des effets néfastes sur les organismes aquatiques à des concentrations faibles.

Pour une concentration mesurée donnée de sulfure libre dissous (exception faite des sulfures métalliques dissous), l'exposition des organismes aquatiques au sulfure d'hydrogène non ionisé dépend fortement du pH de l'eau et, dans une moindre mesure, de la température. Comme l'indique le tableau 3-1 ci-dessus, à un pH de 5 et à une température d'environ 20 °C, environ 99 % du sulfure est présent sous forme de sulfure d'hydrogène non ionisé; à un pH de 8, environ 91 % du sulfure est sous forme de HS-.

On estime en général que la toxicité des sulfures dissous est due principalement à l'exposition au sulfure d'hydrogène non ionisé plutôt qu'à l'ion bisulfure, HS- (US EPA, 1976). Lorsque la température augmente, le degré de toxicité augmente également, probablement en raison de l'augmentation de la demande métabolique chez les organismes aquatiques ectothermes (Broderius et Smith, 1976). Toutefois, selon Broderius et Smith (1976), la toxicité du sulfure d'hydrogène non ionisé pour la tête-de-boule semblait augmenter lorsque le pH passait de 6,5 à 8,7. Néanmoins, l'ampleur globale de cet effet était relativement faible, se manifestant par une augmentation par un facteur d'environ 2 des CL50 (concentrations causant la mort de 50 % des animaux d'essai) lorsque le pH passait de 7,5 à 8,5. Ces résultats semblent indiquer que l'ion HS-, dont la concentration augmentait lorsque le pH des eaux étudiées augmentait, était responsable d'une partie de la toxicité observée. Une autre explication offerte par les auteurs était que, puisque le pH réel à la surface des branchies des poissons est sensiblement inférieur au pH ambiant mesuré, les poissons seraient exposés à une proportion plus grande de sulfure d'hydrogène non ionisé que ce qui est prévu d'après le pH mesuré, en particulier dans des conditions plus alcalines. L'autre possibilité, à savoir que l'ion HS- contribue à la toxicité, est corroborée par des preuves d'absorption du HS- par certains organismes aquatiques (Julian et Arp, 1992; Czyzewski et Wang, 2012).

Les données disponibles sur la toxicité aiguë, chronique et aux premiers stades de vie pour les organismes aquatiques sont résumées dans US EPA (2009). Une sélection de données provenant de cette source est présentée au tableau 9-1. Toutes les données sont présentées en concentration de sulfure d'hydrogène non ionisé. Voici une brève description des données, basée sur l'information présentée dans US EPA (2009).

Les valeurs de toxicité aiguë pour les poissons (7 valeurs) et les invertébrés (9 valeurs) d'eau douce vont de 14,9 à 1 070 μg/L, tandis que les valeurs de toxicité aiguë pour les poissons (1 valeur) et les invertébrés (6 valeurs) estuariens/marins vont de 10 à 1 430 μg/L. Les données de toxicité chronique concernent surtout les organismes d'eau douce, les valeurs pour les poissons (14 valeurs), les invertébrés (6 valeurs) et les algues (1 valeur) allant de 0,5 à 1 874,4 μg/L. Les données de toxicité aux premiers stades de vie (48 valeurs) ont surtout été obtenues par des tests à court terme sur les organismes d'eau douce, diverses mesures d'effets sur les poissons et les invertébrés étant signalées à des concentrations comprises entre inférieur(e) à 2 et 2 900 μg/L. La concentration sans effet observé (CSEO) chez les poissons d'eau douce était de 0,4 mg/L pour ce qui est de la performance natatoire chez le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) adulte sur 97 jours (US EPA, 1976). La différence entre les concentrations produisant un effet chronique et un effet aigu est faible, et peut être due au mode d'action du sulfure d'hydrogène. En effet, le sulfure d'hydrogène paralyse le cerveau et les fonctions métaboliques qui régulent la respiration.

Sur les 91 résultats de toxicité inclus dans US EPA (2009), les effets sur 4 espèces d'eau douce différentes et 1 espèce marine ont été observés à des concentrations de 2 μg/L ou moins, et plus de 20 valeurs représentant des effets chez 10 espèces différentes, la plupart d'eau douce, ont été signalées dans la plage de 2 à 10 μg/L.

En ce qui concerne les valeurs les plus faibles entraînant des effets, Fung et Berwick (1980) ont signalé des CL50 sur 96 heures pour les alevins vésiculés du corégone (Coregonus clupeaformis) et de la perchaude (Perca flavescens) de 2,0 μg/L et inférieur(e) à 2,0 μg/L, respectivement. Smith et al. (1976) ont fait état d'une concentration minimale avec effet observé (CMEO; reproduction) sur 97 jours de 1 μg/L chez le crapet arlequin (Lepomis macrochirus). Thompson et al. (1991) ont quant à eux obtenu une CMEO sur 49 jours (réduction du poids) de 1,1 μg/L chez l'oursin vert (Lytechinus pictus). Enfin, Hoque et al. (1998) ont déclaré une CMEO sur 6 semaines (réduction de la croissance) de 0,5 μg/L chez le poisson tropical d'eau douce Mystus nemurus.

Selon les résultats d'un examen récent de la toxicité en milieu aquatique pour le biote marin (Weston Solutions Inc., 2006), les organismes marins sont généralement moins sensibles au sulfure d'hydrogène que les organismes d'eau douce. Les valeurs moyennes minimales causant un effet chez les espèces, selon cet examen, étaient une CMEO de 11,1 μg/L pour le mysis (Americamysis bahia) et une CE50 (concentration pouvant causer un effet négatif précis chez 50 % des animaux d'essai) de 7,6 μg/L chez la larve de la moule méditerranéenne (Mytilus galoprovincialis). Les auteurs de l'étude ont aussi conclu que le sulfure d'hydrogène présente habituellement une toxicité aiguë quelle que soit la durée d'exposition de l'essai, et par conséquent, qu'il convient de combiner les données sur les effets aquatiques à court et à long terme pour estimer le seuil de toxicité.

Compte tenu des données ci-dessus, une valeur critique de toxicité (VCT) de 1,0 mg/L a été choisie pour déterminer une concentration estimée sans effet (CESE) à utiliser pour évaluer la toxicité pour les organismes aquatiques d'eau douce. La CMEO de 1 μg/L pour le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) a été sélectionnée, car cet organisme est le plus sensible. Même si une valeur de toxicité inférieure (0,5 μg/L) a été signalée, comme l'organisme testé était un poisson tropical, ce résultat est considéré comme peu applicable aux conditions canadiennes.

Hydrogénosulfure de sodium et sulfure de disodium
Il existe peu de données sur la toxicité aiguë et la toxicité chronique aquatiques des précurseurs, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium. Tous les résultats proviennent de la lecture croisée des données sur le sulfure d'hydrogène ou le sulfure de disodium nonahydraté (no CAS 1313-84-4).

Tableau 9-1. Choix des données de toxicité aquatique concernant le sulfure d'hydrogènea
EspèceDurée et critère d'effetpH pendant l'essaiebValeur
(μg/L)		Référence
Microalgue
(Scenedesmus vacuolatus)		CE50 sur 24 heures6,5-6,61 874,4Küster et al., 2005
Isopode
(Asellus militaris)		CL50 sur 96 heures7,51 070Smith et Oseid, 1974; US EPA, 1976
Éphéméroptère
(Baetis vagans)		CL50 sur 96 heures7,620,0Smith et Oseid, 1974; US EPA, 1976
Crustacés
(Daphnia magna)		CE50 sur 48 heures6,4-6,5122,0Küster et al., 2005
Tête-de-boule
(Pimephales promelas)		CL50 sur 96 heures7,916,0US EPA, 1976
Meunier noir
(Catostomus commersonii)		CL50 sur 96 heures7,818,5US EPA, 1976
Crapet arlequin
(Lepomis macrochirus)		CL50 sur 96 heures7,8-8,044,8Smith et al., 1976
Tête-de-boule
(Pimephales promelas) - alevin		CL50 sur 96 heures7,96,6US EPA, 1976
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneri) - juvénile		CL50 sur 96 heures8,07,0Fung et Bewick, 1980
Corégone
(Coregonus clupeaformis) - alevin vésiculé		CL50 sur 96 heures8,02,0Fung et Bewick, 1980
Perchaude
(Perca flavescens) alevin vésiculé		CL50 sur 96 heures8,0inférieur(e) à 2,0Fung et Bewick, 1980
Cyprinodontidé de Californie
(Fundulus parvipinnis)		CL50 sur 96 heures8,31 430Bagarinao et Vetter, 1993
Écrevisse de Louisiane
(Procambarus clarkii)		CSEO sur 447 jours
(survie)		7,69-7,734,1US EPA, 1976
Éphéméroptère
(Hexagenia limbata) - nymphe		CSEO sur 138 jours
(survie)		7,8-8,212,9US EPA, 1976
Crapet arlequin
(Lepomis macrochirus)		CSEO sur 126 jours
(reproduction)		7,6-8,00,4Smith et al., 1976; US EPA, 1976
Crapet arlequin
(Lepomis macrochirus)		CMEO sur 97 jours
(reproduction)		7,6-8,01,0*Smith et al., 1976; US EPA, 1976
Cyprin doré
(Carassius auratus)		CMEO sur 430 jours
(poids final)		7,57-7,639,0US EPA, 1976
Poisson tropical d'eau douce
(Mystus nemurus)		CMEO sur 6 semaines
(diminution du taux de croissance et de l'indice hépato-somatique)		6,9-7,50,5Hoque et al., 1998
Oursin vert
(Lytechinus pictus)		CMEO sur 49 jours
(diminution du poids humide)		8,01,12Thompson et al., 1991
Crevette mouchetée
(Metapenaeus monoceros)		CL50 sur 48 heures8,0-8,48,7Kang et Matsuda, 1994
Crevette mouchetée
(Metapenaeus monoceros) - juvénile		CL50 sur 48 heures8,0-8,218,5Kang et Matsuda, 1994

a. Pour les essais en eau douce, la dureté de l'eau était à l'intérieur de la plage acceptée (50-250 mg/L sous forme de Ca-CO3).
b. Dans les études, on n'indiquait pas toujours si les valeurs de pH déclarées représentaient des valeurs moyennes.
* Valeur choisie comme valeur critique de toxicité (VCT) pour le calcul de la concentration estimée sans effet (CESE) pour les scénarios d'exposition en milieu aquatique dans la section sur la caractérisation du risque écologique.

Le sulfure d'hydrogène dans les sédiments peut nuire aux organismes benthiques, et certains croient qu'il peut être responsable d'une certaine toxicité inattendue dans les bioessais sur des sédiments (Wang et Chapman, 1999). Cependant, quand il est rejeté dans l'eau, le sulfure d'hydrogène devrait s'en éliminer rapidement par oxydation et volatilisation. Par conséquent, l'exposition de la faune benthique sera probablement très faible à la suite des rejets anthropiques du sulfure d'hydrogène dans l'eau. Les sulfures présents dans les sédiments sont habituellement produits in situ par des bactéries réductrices de sulfates pendant la décomposition des matières organiques. Par conséquent, des concentrations micromolaires à millimolaires de sulfure ont été mesurées dans les eaux douces et marines interstitielles naturelles (Wang et Chapman, 1999). Comme la présence du sulfure d'hydrogène dans les sédiments est due surtout à des processus naturels, sa toxicité pour le benthos n'a pas été examinée dans le cadre de la présente évaluation.

9.1.2 Compartiment terrestre

9.1.2.1 Végétaux

Les effets du sulfure d'hydrogène sur les végétaux terrestres peuvent être bénéfiques ou néfastes à de faibles concentrations dans l'air. Les effets bénéfiques pourraient dans certains cas être dus à l'atténuation d'une carence nutritive en soufre. Cependant, dans les conditions expérimentales contrôlées (avec des réserves suffisantes de nutriments), il est plus probable qu'il s'agisse d'une indication d'hormèse, c.-à-d. une tendance pour certains produits chimiques potentiellement toxiques à causer des effets stimulants associés au stress induit à faibles doses (Taylor et Selvidge, 1984).

Les données disponibles sur la toxicité pour les végétaux terrestres ont été examinées par le GTOLDQA (2000) et Alberta Environment (2004). D'après cet examen, 60 résultats indiquaient une toxicité pour plus de 30 espèces horticoles, agricoles et forestières. Certaines des études décrivaient des effets dus à une exposition de courte durée (quelques heures ou moins), mais, dans la plupart des études, l'exposition avait été de longue durée, soit de plusieurs jours à plusieurs mois.

La plupart des études à court terme recensées ne mentionnaient pas de mesures d'effet pertinentes (p. ex., réduction de la croissance ou de la survie), et les concentrations d'exposition étaient irréalistes (supérieur(e) à 50 000 μg/m3). Dans une étude pertinente de qualité acceptable, Taylor et Selvidge (1984) ont examiné les effets d'une exposition à des concentrations de 208 à 2 788 μg/m3 (6,1 μmol/m3 à 81,8 μmol/m3) sur les taux de photosynthèse chez le haricot nain (Phaseolus vulgaris). L'exposition s'est produite 5 à 7 semaines après la germination dans des systèmes ouverts d'échange gazeux. Le sulfure d'hydrogène gazeux provenait de cylindres d'une pureté certifiée et était dilué avec de l'azote pour l'obtention des concentrations souhaitées. Les concentrations d'exposition au sulfure d'hydrogène ont été mesurées au moyen d'un analyseur de soufre gazeux à photométrie de flamme. Les taux de photosynthèse ont été mesurés à intervalles de 30 minutes à 1 heure sur une durée de 6 heures. Les effets initiaux (à 1 et 2 heures) des deux concentrations les plus faibles (208 à 419 μg/m3) étaient de nature stimulante, les taux de photosynthèse variant de 109 % à 125 % par rapport aux témoins. L'examen de la figure 1 de cette étude montre que la plus faible concentration associée à une réduction de la photosynthèse (d'environ 10 %) après une exposition pendant 1 à 2 heures était de 984 μg/m3(32,7 μmol/m3). La CMEO après 6 heures d'exposition était de 208 μg/m3 et provoquait une réduction de 15 % de la photosynthèse par rapport aux témoins. Taylor et Selvidge (1984) ont indiqué que la relation entre la photosynthèse et la dose de sulfure d'hydrogène (définie comme la concentration multipliée par le nombre d'heures d'exposition) était statistiquement significative, et une régression polynomiale de degré 2 rendait compte d'environ 82 % de la variation observée des taux de photosynthèse.

La DMENO (dose minimale entraînant un effet nocif observé) la plus faible dans une étude à long terme de qualité acceptable a été signalée par Thompson et Kats (1978). Ces auteurs ont exposé sept espèces surtout agricoles à des fumigations uniformes continues de sulfure d'hydrogène dans des serres pendant 2 mois à environ 5 mois. Les températures étaient maintenues près des valeurs ambiantes (pour Duarte, en Californie) et le sulfure d'hydrogène a été mesuré au moyen d'un analyseur de sulfure d'hydrogène Phillips modèle 1900. À 100 ppb (140 μg/m3), les vignes (Vitis vinifera) présentaient une diminution statistiquement significative de 30 % (p = 0,05) du poids sec de la tige par rapport aux témoins. Le poids sec est considéré comme une mesure plus fiable du rendement que le poids frais, car ce dernier est en partie tributaire de l'état d'hydratation de la plante au moment de sa récolte (GTOLDQA, 2000). Même si la luzerne (Medicago sativa L) affichait une réduction de rendement de 10 % lorsqu'elle avait été exposée à la même dose de sulfure d'hydrogène, les auteurs ont indiqué que ce résultat n'était pas statistiquement significatif. De plus, ils ont noté que la dose de 140 μg/m3 avait un effet stimulant sur certaines autres espèces testées. L'exposition à la dose suivante la plus élevée, soit 300 ppb (420 μg/m3), a entraîné des effets néfastes chez six des sept espèces testées. La dose minimale d'essai, soit 30 ppb (42 μg/m3), avait fréquemment un effet stimulant statistiquement significatif et n'était jamais été associée à des signes de réduction du rendement.

Dans une autre étude à long terme, Maas et al. (1987) ont fait état de concentrations similaires entraînant des effets. Après avoir exposé trois espèces agricoles pendant deux semaines, ils ont observé une réduction statistiquement significative (p inférieur(e) à 0,01) de 32 % du poids frais du trèfle (Trifolium pratense) et une augmentation moindre mais également significative de 11 % du poids frais du haricot nain (Phaseolus vulgaris) à une concentration d'exposition de 350 μg/m3.

Les données disponibles provenant d'études à long terme semblent donc indiquer que seuls des effets stimulants sont susceptibles de se produire chez les végétaux exposés à une dose de sulfure d'hydrogène allant jusqu'à environ 50 μg/m3 (Thompson et Kats, 1978).

La DMENO à long terme de 140 μg/m3 signalée par Thompson et Kats (1978) sera utilisée comme VCT pour déterminer une CESE pour les végétaux terrestres exposés sur de longues périodes (des semaines ou des mois). La DMEO (dose minimale entraînant un effet observé) à court terme de 984 μg/m3 signalée par Taylor et Selvidge (1984) sera utilisée comme VCT pour déterminer une CESE pour les végétaux exposés sur de courtes périodes (1 à 2 heures).

9.1.2.2 Mammifères et oiseaux

L'annexe B présente un résumé des données concernant les effets sur la santé des mammifères (y compris les humains) qui ont été examinées pour le volet « santé humaine » de la présente évaluation. Une CMEO de 14 mg/m3 (10 ppm) par inhalation signalée par Lopez et al. (1987) comptait parmi les résultats de toxicité aiguë par inhalation les plus sensibles obtenus en laboratoire. L'effet observé était une augmentation significative de la cellularité du liquide de lavage nasal après une exposition de 4 heures, bien que les valeurs soient revenues aux valeurs de départ 20 heures après l'exposition chez des rats mâles Fischer 344. En ce qui concerne les effets des expositions à long terme, Dorman et al. (2000) ont obtenu une CMEO de 14 mg/m3 (10 ppm) chez des rats Sprague Dawley adultes exposés pendant 6 heures par jour, 7 jours par semaine, pendant plusieurs semaines, d'après une diminution du poids absolu et relatif des surrénales chez les mâles, et une diminution du poids relatif des ovaires chez les femelles.

La Western Interprovincial Scientific Studies Association a réalisé une étude (WISSA, 2006) pour déterminer si l'exposition chronique du bétail (du stade prénatal jusqu'à 3 mois après la naissance) aux émissions atmosphériques (y compris le sulfure d'hydrogène) dues aux activités de l'industrie pétrolière et gazière avait un effet sur sa santé et son comportement reproducteur dans l'ouest du Canada. Des détecteurs passifs de surveillance atmosphérique installés dans tous les pâturages occupés et les zones d'hivernage, ou près de ceux-ci, ont mesuré le sulfure d'hydrogène à 1 100 sites entre avril 2001 et janvier 2003. L'exposition mensuelle individuelle a été calculée pour chaque animal, d'après la concentration d'air aux différents endroits et le temps passé par cet animal à cet endroit. Les principaux critères d'effet étudiés étaient le succès de la reproduction et le développement subséquent, et les critères d'effet secondaires étaient la fonction et les pathologies du système immunitaire. Les effets potentiels (y compris la réduction de l'éclosion et le succès d'envol) sur l'étourneau sansonnet (Sturnus vulgaris) sauvage qui occupait le même territoire que le bétail ont également été évalués (WISSA, 2006). Les résultats pour le bétail et les étourneaux étaient négatifs. En d'autres mots, aucune association n'a été observée entre les expositions mensuelles moyennes mesurées (moyenne arithmétique de 0,24 μg/m3 et 95e centile de 0,74 μg/m3) et la plupart des résultats sur le plan de la santé. L'exposition accrue au sulfure d'hydrogène et au dioxyde de soufre a par contre entraîné une augmentation du rapport des cellules hétérophiles/lymphocytes chez les étourneaux pendant une année de l'étude. Cependant, les auteurs ont conclu que cette augmentation aurait probablement peu d'effet sur la compétence immunitaire des oisillons (WISSA, 2006).

Des renseignements additionnels sur les effets du sulfure d'hydrogène sur le bétail et la faune sont résumés dans GTOLDQA (2000). Ces auteurs notent que même si les concentrations ambiantes de sulfure d'hydrogène ne se sont pas avérées avoir des effets néfastes sur la faune, les concentrations élevées (habituellement plusieurs centaines de mg/m3) dues aux rejets accidentels ont provoqué la mort d'animaux sauvages et d'oiseaux. Tout comme dans l'étude de Lopez et al. (1987), figuraient parmi les effets non mortels chez le bétail exposé à des concentrations d'environ 14 mg/m3 (10 ppm) dus à un rejet accidentel (éruption de puits de gaz en Alberta) des écoulements nasaux et oculaires, de la toux et une diminution de la consommation d'aliments (GTOLDQA, 2000).

Pour ce qui est de la toxicité pour les mammifères sauvages par inhalation, une VCT de 14 mg/m3 basée sur la CMEO obtenue chez le rat (Dorman et al., 2000) sera utilisée pour déterminer les CESE aiguës et chroniques (exposition à long terme) pour les mammifères terrestres et les oiseaux.

9.2 Caractérisation du risque écologique

L'approche adoptée dans la présente évaluation préalable consistait à examiner les données scientifiques et techniques provenant de diverses sources, et à formuler des conclusions basées sur le poids de la preuve en utilisant des principes de précaution, comme l'exige la LCPE (1999). Les sources de données examinées comprennent les résultats des calculs prudents de quotients de risque, ainsi que les renseignements sur les sources de rejet de sulfure d'hydrogène et le comportement global de ce composé dans l'environnement, y compris sa persistance et son potentiel de bioaccumulation.

Les renseignements recueillis indiquent que de grandes quantités de sulfure d'hydrogène sont rejetées par les sources naturelles, surtout dans l'atmosphère. Cependant, les rejets de sources anthropiques peuvent également être importants. Les sources anthropiques particulièrement importantes au Canada sont associées à la production de pétrole et de gaz naturel, à la fabrication de la pâte et du papier, aux usines publiques de traitement des eaux usées et aux exploitations d'élevage intensif.

Dans l'environnement, le sulfure d'hydrogène se trouve principalement dans le compartiment atmosphérique, où il peut persister relativement longtemps (sa demi-vie de dégradation est de plusieurs semaines) pendant les hivers froids du Canada. Cependant, en été, il se dégrade rapidement dans l'air (demi-vie inférieur(e) à 1 jour) par réaction avec les radicaux hydroxyle. Il est aussi éliminé rapidement (demi-vie de quelques heures ou moins) des eaux oxiques par des réactions de volatilisation et d'oxydation. Cependant, le sulfure d'hydrogène peut persister relativement longtemps dans l'eau, les sédiments ou le sol anoxiques.

Comme le sulfure d'hydrogène est un gaz inorganique, il ne devrait pas se bioaccumuler. Les données expérimentales sur la toxicité en milieu aquatique permettent de croire que le sulfure d'hydrogène présente surtout une toxicité aiguë et qu'il peut être néfaste pour les organismes aquatiques à de faibles concentrations, de l'ordre de quelques μg/L, dans l'eau douce.

9.2.1 Analyse des quotients de risque

Une analyse des quotients de risque qui intègre les expositions connues ou possibles à des effets environnementaux néfastes connus ou possibles a été réalisée pour cinq scénarios différents. Pour ceux-ci, des concentrations environnementales estimées (CEE) prudentes ont été sélectionnées d'après les données de surveillance canadiennes présentées à la section Concentrations mesurées dans l'environnement. On a calculé les CESE en divisant une VCT (voir la section 9.1) par un facteur d'évaluation. Les CEE, VCT et CESE utilisées dans l'évaluation sont résumées au tableau 9-2. Les CEE en milieu aquatique sont accompagnées du symbole « moins que » (inférieur(e) à), car, comme nous l'avons déjà expliqué, le pourcentage de sulfure dissous présent sous forme de H2S/HS- libre dans les eaux oxiques devrait généralement être de beaucoup inférieur à la valeur de 15 % présumée lorsque les concentrations ont été calculées.

Pour le scénario d'exposition atmosphérique à court terme, une CEE de 20,9 μg/m3, correspondant à la concentration au 99e percentile la plus élevée rapportée par toutes les stations (pendant la période d'échantillonnage, à proximité des zones de sables bitumineux) en Alberta, entre mai 2007 et mai 2017, a été sélectionnée comme estimation prudente de l'exposition atmosphérique à court terme près de sources anthropiques (CASA 2017). Les CESE ont été calculées à l'aide de la VCT correspondant à la valeur toxique chez le rat (CMEO par inhalation sur 4 heures; cellularité accrue du liquide de lavage nasal) de 14 mg/m3(14 000 μg/m3) obtenue par Lopez et al. (1987) et la VCT correspondant à la valeur toxique chez le haricot nain (exposition de 1 à 2 heures causant une réduction d'environ 10 % de la photosynthèse) de 984 μg/m3 obtenue par Taylor et Selvidge (1984). Ces VCT ont été divisées par des facteurs d'évaluation de 5 et de 10, respectivement, pour tenir compte des limites des données disponibles sur les effets et de l'extrapolation des effets observés en laboratoire, dans des conditions contrôlées, aux conditions prévalant dans un champ. Un facteur d'évaluation moindre a été utilisé pour calculer la CESE pour les mammifères, compte tenu de la nature relativement bénigne et transitoire de l'effet néfaste signalé. Les CESE utilisées étaient de 2 800 μg/m3 pour les mammifères et de 98,4 μg/m3 pour les végétaux. Les quotients de risque (QR) ainsi obtenus (QR = CEE/CESE) sont respectivement de 0,007 et de 0,21, suggérant qu'il est peu probable que l'exposition à court terme au sulfure d'hydrogène atmosphérique ait des effets nocifs sur les organismes terrestres au Canada.

Pour le scénario d'exposition atmosphérique à long terme, une CEE de 27 μg/m3 a été sélectionnée, et elle correspond à la concentration atmosphérique moyenne maximale sur 1 mois signalée près d'une source anthropique (installation de pétrole et de gaz; Chepelkevitch, 2009). Une concentration moyenne mensuelle de sulfure d'hydrogène dans l'air est jugée comparable aux périodes d'exposition expérimentale dans les études de toxicité pour les végétaux, qui vont de 14 à 246 jours. Une CESE pour les végétaux a été calculée à l'aide de la VCT correspondant à la valeur de toxicité chronique (DMENO; croissance) de 140 μg/m3 pour la vigne (Thompson et Kats, 1978). La VCT a été divisée par un facteur d'évaluation de 2 pour tenir compte des limites des données disponibles sur les effets et du fait que les concentrations d'exposition évaluées inférieures à cette valeur sont souvent associées à des effets stimulants, plutôt qu'à des effets néfastes, chez les végétaux. Une CESE pour les mammifères a été calculée à l'aide d'une VCT correspondant à la valeur de toxicité chronique (DMENO; réduction du poids des organes) de 14 000 μg/m3 (10 ppm) chez le rat Sprague Dawley (Dorman et al., 2000). Cette VCT a été divisée par un facteur d'évaluation de 10 pour tenir compte des limites des données disponibles et de l'extrapolation des effets observés en laboratoire, dans des conditions contrôlées, aux conditions prévalant dans un champ. Les CESE à long terme ainsi obtenues étaient de 70 μg/m3 pour les végétaux et de 1 400 μg/m3 pour les mammifères. Les quotients de risque correspondants de 0,38 et 0,02 permettent de croire qu'il est peu probable que l'exposition à long terme au sulfure d'hydrogène dans l'air ait des effets néfastes sur les végétaux terrestres et les mammifères au Canada.

Aucune distinction n'a été faite entre l'exposition à court terme et l'exposition à long terme au moment de caractériser les CEE ou les CESE pour les eaux de surface, car selon les renseignements disponibles, le sulfure d'hydrogène a généralement un effet toxique aigu en milieu aquatique, peu importe la durée de l'exposition (Westin Solutions Inc., 2006).

Trois scénarios aquatiques ont été évalués pour représenter l'exposition potentielle en aval des usines de pâtes et papiers, des usines de traitement des eaux usées et des installations de sables bitumineux. Des CEE inférieur(e) à 0,53 μg/L et inférieur(e) à 2,1 μg/L ont été utilisées pour les usines de pâtes et papiers, ce qui représente les concentrations médianes et maximales de sulfure d'hydrogène dans les eaux réceptrices de 25 usines de pâtes et papiers aux États-Unis et au Canada (NCASI, 2012). Une deuxième CEE inférieur(e) à 0,75 μg/L de sulfure d'hydrogène a été choisie d'après les concentrations estimées en aval d'une installation de traitement des eaux usées au Québec, ce qui représente l'exposition potentielle dans les eaux de surface recevant les rejets des usines qui emploient uniquement des méthodes de traitement primaire des eaux usées (Environnement Canada, 2004). Une troisième CEE inférieur(e) à 0,40 μg/L a été choisie pour représenter les concentrations potentielles en aval d'une installation de sables bitumineux. Cette CEE était la concentration estimée la plus élevée dans six échantillons prélevés sur cinq ans (2008-2011). Pour calculer une CESE, une VCT de 1 μg/L a été sélectionnée d'après des signes d'effets chroniques néfastes pour les espèces aquatiques, comme nous l'avons décrit à la section Évaluation des effets sur l'environnement. Comme la base de données sur les effets est relativement grande, et compte tenu que le sulfure d'hydrogène est présent naturellement à des concentrations qui sont probablement inférieures à environ 0,1 μg/L dans les eaux de surface au Canada, un facteur d'évaluation de 1 a été appliqué, ce qui donne une CESE de 1,0 μg/L. La CESE en milieu aquatique est raisonnablement supérieure aux concentrations de sulfure d'hydrogène naturellement présentes dans les eaux de surface au Canada (0,067-0,1 μg/L) (Alberta Environment, 2004c). Les quotients de risque prudents ainsi obtenus sont généralement inférieurs à 1,0, ce qui indique qu'il y a peu de risque d'effet nocif sur les organismes aquatiques en aval des sources anthropiques qui rejettent des sulfures dissous dans les eaux de surface au Canada. Bien que le quotient de risque maximal associé aux usines de pâtes et papiers soit supérieur à 1,0, le dépassement est relativement faible. Par conséquent, et comme le pourcentage réel de sulfures qui sont sous forme de H2S/HS- libre devrait être de beaucoup inférieur à la valeur de 15 % présumée pour le calcul des CEE en milieu aquatique, il est très peu probable que les quotients de risque basés sur des estimations plus réalistes du pourcentage de H2S/HS- se traduisent par des effets néfastes à n'importe laquelle des usines de pâtes et papiers qui ont été examinées.

Dans l'ensemble, ces renseignements permettent de croire qu'il est peu probable que le sulfure d'hydrogène rejeté dans l'air ou dans l'eau par les sources anthropiques ait des effets néfastes sur les organismes aquatiques au Canada.

Tableau 9-2. Quotients de risque pour le sulfure d'hydrogène
ScénarioOrganismeVCTFECESECEE*QR*
(CEE/CESE)
Exposition à court terme dans l'air - près d'une installation de sables bitumineuxMammifères14 000 μg/m352 800 μg/m320,09 μg/m30,007
Exposition à court terme dans l'air - près d'une installation de sables bitumineuxVégétaux984 mg/m31098,4 mg/m320,09 μg/m30,21
Exposition à long terme dans l'air - près d'une installation de pétrole et de gazMammifères14 000 μg/m3101 400 μg/m327 μg/m30,02
Exposition à long terme dans l'air - près d'une installation de pétrole et de gazVégétaux140 μg/m3270 μg/m327 μg/m30,38
Exposition à du sulfure d'hydrogène non ionisé dans les eaux de surface en aval d'usines de pâtes et papiersPoissons et invertébrés aquatiques d'eau douce1,0 μg/L11,0 μg/Lmédiane
inférieur(e) à 0,53 μg/L
maximal
inférieur(e) à 2,1 μg/L		médiane
inférieur(e) à 0,53
maximal
inférieur(e) à 2.1
Exposition dans les eaux de surface en aval d'une installation de traitement des eaux uséesPoissons et invertébrés aquatiques d'eau douce1,0 μg/L11,0 μg/Linférieur(e) à 0,75 μg/Linférieur(e) à 0,75
Exposition dans les eaux de surface en aval d'une installation de sables bitumineuxPoissons et invertébrés aquatiques d'eau douce1,0 μg/L11,0 μg/Linférieur(e) à 0,40 μg/Linférieur(e) à 0,40

Abréviations : FE = facteur d'évaluation; VCT = valeur critique de toxicité; CEE = concentration environnementale estimée; CESE = concentration estimée sans effet; QR = quotient de risque.
* Le symbole « plus petit que » (inférieur(e) à)est utilisé parce que le pourcentage de sulfure d'hydrogène dissous présent sous forme de H2S/HS- libre devrait généralement être de beaucoup inférieur à la valeur de 15 % présumée pour le calcul des CEE dans l'eau.

9.2.2 Incertitudes dans l'évaluation du risque écologique

Les principales sources d'incertitude dans cette évaluation portent sur l'évaluation de l'exposition des organismes aquatiques et des effets sur ceux-ci.

Une source d'incertitude concerne la mesure du sulfure d'hydrogène, plus précisément la méthode employée pour déterminer les concentrations de sulfure d'hydrogène non ionisé dans l'eau douce. Les concentrations de sulfure d'hydrogène sont normalement estimées d'après les concentrations mesurées de sulfure dissous et d'après l'information sur le pH, et parfois de la température, des eaux réceptrices. Ce faisant, on suppose normalement que la majeure partie du sulfure dissous mesuré est sous forme d'ion bisulfure (HS-) libre ou de sulfure d'hydrogène non ionisé. Cependant, les résultats d'une récente étude sur les espèces de sulfure dans les eaux de surface oxiques laissent croire qu'au moins 85 % des concentrations de sulfure dissous mesurées à l'aide des méthodes standards sont présentes sous forme de sulfures de fer dissous, principalement du FeS et du FeSH+, et qu'au plus 15 % pourraient être sous forme de H2S/HS- libre. Dans la présente évaluation, les concentrations de sulfure dissous ont donc été multipliées par un facteur de 0,15 pour estimer les concentrations de sulfure d'hydrogène non ionisé. La valeur de 15 % pour le sulfure d'hydrogène non ionisé doit cependant être considérée seulement comme une estimation limite supérieure approximative. En effet, vu l'instabilité intrinsèque du sulfure d'hydrogène dans les eaux oxiques, et comme les données disponibles laissent croire que les concentrations de fer dissous dans les eaux usées et les eaux de surface oxiques sont habituellement supérieures à celles que l'on trouve dans le sulfure dissous, les pourcentages réels de sulfure dissous présent sous forme de H2S/HS- devraient généralement être de beaucoup inférieurs à 15 %. En d'autres mots, les concentrations mesurées de H2S/HS-qui sont signalées représentent probablement une surestimation du sulfure d'hydrogène non ionisé.

Une autre source potentielle d'incertitude concerne les difficultés techniques associées à l'échantillonnage et à la mesure exacte des concentrations aqueuses de sulfures dissous. Par exemple, la majeure partie des données anciennes (de la fin des années 1970 au début des années 1990) disponibles concernant les sulfures dissous dans les rivières de l'Alberta n'étaient pas utilisables en raison des seuils de détection élevés des méthodes d'analyse employées alors. En outre, lorsque les seuils de détection de la méthode sont acceptables, il y a toujours le défi d'éviter les pertes de sulfure dans l'eau échantillonnée avant l'analyse chimique (p. ex., par volatilisation, oxydation ou adsorption sur les parois du contenant). Par conséquent, même si rien n'indique que de telles pertes se sont produites dans les études examinées, il est possible que les concentrations de sulfure d'hydrogène dans les eaux de surface au Canada aient, dans certains cas, été sous-estimées. Cependant, cette incertitude est contrebalancée par l'approche utilisée pour estimer les concentrations de H2S/HS- décrites ci-dessus.

Bien qu'il existe suffisamment de données sur les concentrations de sulfure d'hydrogène (mesurées sous forme de sulfure dissous) dans les eaux de surface et les effluents au Canada, il subsiste néanmoins certaines limites au sujet de l'ensemble de données disponibles. Par exemple, bien que de très fortes concentrations de sulfure aient été mesurées dans l'exutoire d'un bioréacteur à une mine de charbon en Alberta, on ne possède aucune information sur les concentrations dans les eaux de surface à proximité. De plus, les données sur les concentrations de sulfure dissous dans les eaux de surface en aval des installations de sables bitumineux n'ont été déterminées qu'à un seul endroit en Alberta. On ignore dans quelle mesure cet emplacement est représentatif et comment les sulfures sont rejetés dans l'eau, depuis cette installation. En outre, la majeure partie des données sur les eaux de surface associées aux usines de pâtes et papiers concernent des installations aux États-Unis.

En ce qui concerne l'évaluation de l'exposition des organismes terrestres, on dispose d'une quantité relativement importante de données crédibles sur les concentrations aériennes au Canada après une exposition à court terme (1 heure) près de sources anthropiques de rejet. L'information sur l'exposition à plus long terme (1 mois) est moins abondante, ce qui se traduit par une plus grande incertitude concernant l'estimation des CEE terrestres maximales à long terme. Les facteurs d'évaluation utilisés pour calculer les CESE terrestres à l'aide des VCT sont jugés adéquats pour tenir compte des incertitudes associées aux limites des données de toxicité disponibles. Le facteur d'évaluation le plus faible de 2, utilisé pour calculer une CESE à long terme pour les végétaux de 70 μg/m3, est considéré comme justifié, compte tenu des effets stimulants du sulfure d'hydrogène observé chez de nombreuses espèces végétales exposées à de faibles concentrations.

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10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

10.1 Évaluation de l'exposition

10.1.1 Milieux environnementaux

Le sulfure d'hydrogène est un acide diprotique en équilibre avec deux formes anioniques, nommément les ions bisulfure (HS-) et sulfure (S2-). Aux pH applicables aux eaux dans l'environnement (p. ex., pH de 6 à 9), le sulfure d'hydrogène et l'anion bisulfure seront les espèces prédominantes. Les sels des métaux alcalins, comme l'hydrogénosulfure de sodium (Na(SH)) et le sulfure de disodium (Na2S), sont très solubles dans l'eau et peuvent être libérés dans les eaux des procédés industriels rejetées dans l'environnement. Une fois rejetés dans l'eau, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium se dissocient pour former les anions HS- et S2-, respectivement. Ces anions entrent ensuite dans le cycle naturel du soufre et, tout dépendant du pH, peuvent former du sulfure d'hydrogène selon la réaction d'équilibre susmentionnée. Par conséquent, la présente évaluation de l'exposition environnementale porte sur le sulfure d'hydrogène (H2S).

Comme nous l'avons mentionné plus tôt, 60 à 90 % du sulfure d'hydrogène dans l'atmosphère proviendrait de sources naturelles (US EPA, 1993; Watts, 2000). En outre, si l'on compare le volume total des importations de sulfures de sodium au Canada en 2015, à savoir 9 217 213 kg, au volume total de sulfure d'hydrogène fabriqué (y compris la fabrication accessoire) au cours de l'année civile 2000, à savoir 8 670 000 000 kg, on constate que les rejets découlant de l'utilisation commerciale de l'un ou l'autre des sulfures de sodium ne représente qu'une fraction mineure des concentrations totales de sulfure d'hydrogène dans l'environnement (Environnement Canada, 2004a; Statistique Canada, 2015).

Le sulfure d'hydrogène fait partie du cycle naturel du soufre, et ses sources naturelles sont nombreuses, notamment les volcans, les sources sulfureuses et les gisements de pétrole. Le sulfure d'hydrogène a été détecté dans l'eau de puits au Canada et dans les eaux souterraines dans d'autres pays, à proximité d'usines de pâtes et papiers et de raffineries de pétrole (US EPA, 2003; ATSDR, 2006). Même s'il n'a pas été quantifié, le sulfure d'hydrogène a été détecté dans l'eau chaude du robinet de certaines résidences, sa présence se manifestant par une odeur de moisi ou d'œuf pourri. Bien que le sulfure d'hydrogène puisse être présent dans l'eau dans des conditions environnementales précises, la majeure partie est rejetée dans l'atmosphère, et l'inhalation de l'air ambiant est probablement la principale source d'exposition humaine.

Les données empiriques sur les concentrations mesurées de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant qui sont tirées de littérature publiée sont présentées à la section 7, Concentrations mesurées dans l'environnement, et à l'annexe A.

La valeur de 1 ppb (1,4 μg/m3) signalée comme concentration moyenne mesurée dans des zones urbaines près de sources ponctuelles (Alberta Environment, 2000a) est considérée comme une représentation prudente de la concentration potentielle à laquelle la population générale pourrait être exposée. De nombreuses mesures de concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant près de sources ponctuelles ont été signalées, y compris près d'usines de pâtes et papiers, de champs de pétrole et de gaz, d'installations de traitement du gaz naturel, de raffineries de pétrole et d'exploitations d'élevage de bétail, et ces mesures constituent un vaste ensemble de millions d'échantillons prélevés au cours de plusieurs décennies. La concentration maximale au 99e centile dans l'air ambiant de 31 ppb (43,4 μg/m3) mesurée près d'une usine canadienne de pâtes et papiers (GTOLDQA, 2000), est basée sur des échantillons prélevés chaque heure, en continu, pendant 4 ans entre 1994 et 1998. La plage de toutes les concentrations au 99e centile mesurées près de sources ponctuelles au Canada se trouve à l'intérieur de la plage de concentrations mesurées près de cette usine à l'époque. Cette valeur est jugée représenter une limite supérieure prudente de la concentration potentielle de sulfure d'hydrogène à laquelle la population générale vivant à proximité d'une source ponctuelle pourrait être exposée. La plage de concentrations de 1 à 31 ppb (1,4 à 43,4 μg/m3) est utilisée pour la caractérisation des risques.

10.1.2 Produits de consommation

Aucun produit de consommation contenant de l'hydrogénosulfure de sodium ou du sulfure de disodium n'a été répertorié au Canada.

10.2 Évaluation des effets sur la santé

On trouve peu de renseignements sur la toxicité du sulfure de disodium et de l'hydrogénosulfure de sodium dans la littérature. Cependant, on a observé que les sulfures solubles (comme le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium) sont hydrolysés rapidement et complètement dans les liquides corporels et forment du sulfure d'hydrogène. Par conséquent, il n'existe aucune distinction toxicologique entre eux et le sulfure d'hydrogène pour ce qui est de leurs effets systémiques et de leur profil toxicocinétique (Santé Canada, 1987), et la présente section porte donc sur les effets du sulfure d'hydrogène sur la santé. Les études de toxicité disponibles réalisées expressément avec le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium sont résumées à la fin de la section.

L'annexe B donne des renseignements additionnels sur les principales études concernant les effets sur la santé du sulfure d'hydrogène qui ont été examinés dans le cadre de la présente évaluation.

Le sulfure d'hydrogène est produit de façon endogène dans les processus biologiques normaux, et il joue un rôle dans la régulation de la pression sanguine, de la température du corps, des muscles lisses vasculaires, de la fonction cardiaque et de l'ischémie cérébrale et dans la modulation de l'axe hypothalamo-hypophyso-surrénalien. Il est produit par le cerveau, le foie, le cœur et le tube digestif (Kimura, 2002; Kamoun, 2004; Linden et al., 2010). Le sulfure d'hydrogène endogène est produit à partir de la cystéine par la cystathionine β-synthase et la cystathionine γ-lyase (Abe et Kimura, 1996; Lu et al., 2008). Dans le cerveau, les concentrations endogènes de sulfure d'hydrogène détectées vont de 50 à 160 μM chez l'humain, les rat et les bovins (Abe et Kimura, 1996; Lu et al., 2008). Le sulfure d'hydrogène présent dans le tube digestif serait aussi issu de la dégradation des acides aminés contenant du sulfhydryle par les bactéries présentes dans le tube digestif et la bouche (Abe et Kimura, 1996).

10.2.1 Génotoxicité et cancérogénicité

Aucune classification de génotoxicité ou de cancérogénicité établie par d'autres organismes nationaux ou internationaux de réglementation n'a été recensée. Aucune étude de toxicité à long terme ou de cancérogénicité sur le sulfure d'hydrogène n'a été relevée. Les tests d'Ames réalisés avec les souches TA97, TA98 et TA100 de Salmonella typhimurium, avec et sans activation métabolique, n'ont indiqué aucun potentiel mutagène (Hughes et al., 1984). Des résultats discordants ont été obtenus dans les tests des comètes in vitro,selon le type de cellules et selon l'activation ou non du système de réparation de l'ADN. Des résultats positifs ont été obtenus dans des cellules d'intestin grêle humain (Attene-Ramos et al., 2010), mais pas dans des cellules ovariennes de hamster chinois (CHO), ni dans des cellules cancéreuses de côlon humain lorsque le système de réparation de l'ADN était actif (Attene-Ramos et al., 2006). Lorsque la réparation de l'ADN était inhibée, des résultats positifs ont été obtenus avec les cellules CHO et les cellules cancéreuses de côlon humain (Attene-Ramos et al., 2006).

Une analyse toxicogénomique in vitro dans des cellules épithéliales intestinales humaines a révélé que le sulfure d'hydrogène peut moduler l'expression de gènes jouant un rôle dans le cycle cellulaire et peut déclencher des réponses inflammatoires, des dommages à l'ADN et des réparations de l'ADN (Attene-Ramos et al., 2010). Chez des rats exposés par voie nasale seulement à une dose de 200 ppm (280 mg/m3) de sulfure d'hydrogène à raison de 3 heures par jour, pendant 1 journée ou 5 journées consécutives, on a examiné les pathologies nasales et les profils d'expression génique des cellules de l'épithélium respiratoire nasal (Roberts et al., 2008). L'examen anatomo-pathologique a révélé la présence de lésions bénignes initiales de l'épithélium respiratoire, accompagnées d'une légère inflammation et d'une perte de la structure cellulaire basale. Une journée après l'exposition, l'épithélium respiratoire s'était régénéré. Cet effet était réversible, car une récupération complète a été observée chez tous les animaux après 5 jours consécutifs d'exposition. Quant aux profils d'expression génique, les changements précoces étaient liés à la défense cellulaire et à l'inflammation, et les changements ultérieurs, à la prolifération cellulaire et à la mobilité dépendante des microtubules. Ensemble, les résultats des études génomiques et des examens anatomo-pathologiques laissent croire que l'exposition au sulfure d'hydrogène peut causer des lésions aiguës de l'épithélium respiratoire nasal. Cependant, cet effet est réversible, car l'épithélium respiratoire peut être rapidement réparé et devenir résistant à d'autres dommages.

Le modèle DEREK (2009), modèle prédictif quantitatif de la relation structure-activité, n'a révélé aucune caractéristique structurale chimique préoccupante du sulfure d'hydrogène. Certains autres modèles prédictifs du même type n'ont pu être utilisés avec la substance en raison de sa nature inorganique (TOPKAT, 2004; CASETOX, 2009; Toxtree, 2009; Model Applier, 2010).

10.2.2 Seuil olfactif

Le sulfure d'hydrogène est très odorant, son seuil olfactif étant très faible, allant de moins de 0,01 à 0,3 ppm (0,014 à 0,42 mg/m3). La détermination d'un seuil olfactif précis comporte des incertitudes, car le seuil varie selon la sensibilité individuelle (WHO, 2000; Greenberg et al., 2013). Amoore et Hautala (1983) ont établi à 0,008 ppm (0,011 mg/m3) le seuil de détection olfactif médian du sulfure d'hydrogène après compilation de 25 rapports publiés sur le seuil olfactif. Selon eux, dans un groupe de 100 observateurs, il est probable que la sensibilité olfactive variera par un facteur de 250. Même si le sulfure d'hydrogène peut être perçu comme une nuisance dans la collectivité à cause de son odeur, les données sont insuffisantes pour conclure qu'il a des effets néfastes sur la santé à ces faibles concentrations (Logue et al., 2001; Horton et al., 2009).

Une exposition prolongée peut entraîner une fatigue olfactive, c'est-à-dire que le système sensoriel s'adapte à l'odeur du sulfure d'hydrogène. À de fortes concentrations (100 à 200 ppm [140 à 280 mg/m3]), le sulfure d'hydrogène paralyse le nerf olfactif, ce qui empêche la détection des odeurs (Reiffenstein et al., 1992; Guidotti, 1994).

10.2.3 Effets oculaires

Un seuil d'irritation de l'œil humain a été observé à une concentration de 10 à 20 ppm (15 à 30 mg/m3) et des lésions oculaires graves ont été constatées entre 50 et 100 ppm (70 à 140 mg/m3) dans une étude réalisée par Savolainen (1982). La valeur de sulfure d'hydrogène recommandée par l'OMS pour la qualité de l'air est une concentration moyenne sur 24 heures de 0,15 mg/m3(0,11 ppm), basée sur l'irritation oculaire (WHO, 2000; IPCS, 2003). En milieu de travail, des travailleurs exposés au sulfure d'hydrogène à une concentration de 10,71 à 20,71 ppm (15 à 29 mg/m3) pendant 6 à 7 heures ont fait état d'une irritation oculaire (IPCS, 1981). Selon Riffat et al. (1999), l'exposition au sulfure d'hydrogène à des concentrations supérieures à 50 ppm (70 mg/m3) pendant 1 heure peut gravement léser le tissu oculaire. Dans une collectivité à proximité d'une usine de papier où la concentration annuelle moyenne de sulfure d'hydrogène se chiffrait à 6 μg/m3, avec des pics quotidiens atteignant 100 μg/m3, l'irritation oculaire était 12 fois plus fréquente que dans les collectivités non exposées (Jaakkola et al., 1990). Cependant, une exposition concomitante au méthylmercaptan et au sulfure de méthyle s'était également produite. Dans une étude en milieu de travail chez des travailleurs exposés au sulfure d'hydrogène à des concentrations supérieures à 5 mg/m3, Vanhoorne et al. (1995) ont relevé un nombre significativement plus élevé de travailleurs qui déclaraient souffrir d'irritation oculaire. Toutefois, ces derniers étaient également exposés au disulfure de carbone.

10.2.4 Effets respiratoires

Chez des animaux de laboratoire ayant été exposés de façon aiguë par inhalation, la CMEO la plus faible était de 10 ppm (14 mg/m3), observée par Dorman et al. (2002) et Lopez et al. (1987). Dans l'étude de Dorman et al. (2002), la CMEO était basée sur une diminution significative de l'activité cytochrome oxydase dans le foie de rats Sprague Dawley exposés à 0, 10, 30, 80, 200 ou 400 ppm (0, 14, 42, 110, 280 ou 560 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 3 heures. Dans l'étude de Lopez et al. (1987), la CMEO était basée sur une augmentation transitoire significative de la cellularité du liquide de lavage nasal, qui était revenue aux valeurs de départ 20 heures après l'exposition, chez des rats Fischer 344 mâles exposés à 0, 10, 200 ou 400 ppm (0, 14, 280 ou 560 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 4 heures.

En ce qui concerne l'exposition répétée à court terme par inhalation, la CMEO la plus faible était de 10 ppm (14 mg/m3) (concentration sans effet observé [CSEO] = 1 ppm ou 1,4 mg/m3), d'après une réduction significative de l'activité cytochrome oxydase dans les mitochondries pulmonaires de rats Fischer 344 mâles exposés à 0, 1, 10 ou 100 ppm (0, 1,4, 14 ou 140 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 8 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 5 semaines (Khan et al., 1998).

En ce qui concerne l'exposition à long terme par inhalation, une concentration sans effet nocif observé (CSENO) de 10 ppm (14 mg/m3) a été observée, avec une concentration minimale entraînant un effet nocif observé (CMENO) de 30 ppm (42 mg/m3), par Brenneman et al. (2000) et Dorman et al. (2004). Brenneman et al. (2000) ont exposé des rats Sprague Dawley mâles à 0, 10, 30 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 6 heures par jour, 7 jours par semaine, pendant 10 semaines. La CMENO était basée sur une perte légère à modérée de neurones olfactifs et une hyperplasie des cellules basales dans la muqueuse olfactive. L'étude de Dorman et al. (2004) consistait en une réévaluation des études d'histopathologie nasale et pulmonaire réalisées par le Chemical Industry Institute of Toxicology (CIIT, 1983a,b,c). Dans les études du CIIT (1983a,b,c), des rats Fischer 344, des rats Sprague Dawley et des souris B6C3F1 ont été exposés à 0, 10,1, 30,5 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 90 jours. La CMEO a été établie à 80 ppm, surtout d'après la diminution de la consommation d'aliments et du poids corporel. Dorman et al. (2004) ont réévalué les études d'histopathologie nasale et pulmonaire du CIIT (1983a,b,c) et ont relevé une augmentation significative de l'incidence de la perte de neurones olfactifs à 30 ppm et plus chez tous les animaux, sauf chez les rats Sprague Dawley mâles. Chez ces derniers, une perte significative de neurones olfactifs a été observée à 80 ppm. Aucune étude de toxicité chronique par inhalation n'a été relevée. L'IPCS (2003), l'US EPA (2003) et l'ATSDR (2006) se sont servis de l'étude de Brenneman et al. (2000) pour calculer une concentration tolérable à moyen terme, une concentration de référence par inhalation et une concentration à risque minimal par inhalation de durée intermédiaire, respectivement.

Dorman et al. (2004) ont constaté qu'il existe des différences importantes entre les types de respiration et l'anatomie nasale des rongeurs et de l'humain. Les rongeurs, tels la souris et le rat, sont physiologiquement obligés de respirer par le nez. Une partie importante de leur cavité nasale est recouverte de muqueuse olfactive (50 %); chez l'humain, cette proportion n'est que de 10 %. En outre, par rapport à l'humain, la structure de la cavité nasale des rongeurs offre une plus grande surface pouvant être exposée aux produits chimiques inhalés à un débit d'air inférieur, ce qui assure une absorption plus efficace des produits chimiques. La combinaison de ces facteurs accroît la probabilité qu'un produit chimique inhalé par le nez d'un rongeur se dépose dans la muqueuse olfactive plus longtemps qu'il ne faut pour causer des effets toxiques, ce qui pourrait avec le temps causer des lésions irréversibles.

Les effets respiratoires chez l'humain ont également été étudiés.

Le groupe de recherche de Bhambhani a mené plusieurs études sur les effets du sulfure d'hydrogène sur des sujets humains en bonne santé et a démontré que, pendant des activités d'intensité variée, l'exposition pendant 15 à 30 minutes par « inhalation orale » à des concentrations atteignant 10 ppm (14 mg/m3) n'avait pas provoqué d'effets néfastes. Dans deux études, des volontaires en bonne santé ont été exposés à 0, 0,5, 2 ou 5 ppm (0, 0,7, 2,8 ou 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène par inhalation orale, au cours d'exercices d'intensité progressive jusqu'à l'épuisement (Bhambhani et Singh, 1985, 1991). Dans l'étude de 1985, 16 sujets masculins ont été classés en deux groupes d'après leur absorption maximale d'oxygène: « très en forme » et « peu en forme ». Une diminution significative du quotient respiratoire a été observée à la dose de 0,5 ppm dans le groupe « peu en forme » et à la dose de 5 ppm dans le groupe « très en forme » à l'exercice d'intensité maximale. Les sujets féminins n'ont pas été classés en groupes de forme physique en raison de la petite taille du groupe, et une réduction significative du quotient respiratoire a été observée à la dose de 5 ppm à toutes les intensités d'exercice. Bhambhani et Singh (1991) ont observé une baisse significative du quotient respiratoire à la dose de 2 ppm chez 16 volontaires masculins en bonne santé pendant des exercices d'intensité maximale. Bien que des changements statistiquement significatifs du quotient respiratoire aient été observés à la dose de 2 ppm, les auteurs n'ont observé aucun effet pulmonaire significatif. Ils ont donc conclu que les personnes en bonne santé peuvent faire des exercices en toute sécurité à leur taux métabolique maximum lorsqu'elles sont exposées à une concentration de sulfure d'hydrogène de 5 ppm.

Bhambhani et ses collègues ont ensuite étudié les effets sur la santé du sulfure d'hydrogène pendant des exercices aérobiques d'une intensité de 50 % par rapport à l'intensité maximale prédéterminée. Aucun effet physiologique ou pulmonaire significatif n'a été observé chez les volontaires en bonne santé exposés à 0 ou 5 ppm (0 ou 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant les exercices d'une intensité de 50 % d'une durée de 30 minutes (Bhambhani et al., 1994, 1996b). Une diminution significative des concentrations de citrate synthase musculaire a été observée chez les hommes, mais pas chez les femmes, à la dose de 5 ppm. Bhambhani et al. (1996a, 1997) ont aussi évalué l'effet du sulfure d'hydrogène à une concentration de 10 ppm (14 mg/m3) chez des volontaires en bonne santé pendant des exercices aérobiques de 15 ou 30 minutes d'une intensité de 50 % par rapport à l'intensité maximale prédéterminée. Dans le groupe exposé pendant 15 minutes, aucun effet significatif sur la fonction pulmonaire n'a été constaté (Bhambhani et al., 1996a). Dans le groupe exposé pendant 30 minutes, une diminution significative de l'absorption d'oxygène et une augmentation significative du quotient respiratoire et des concentrations sanguines de lactate ont été observées (Bhambhani et al., 1997). Une augmentation statistiquement non significative des concentrations de lactate musculaire et une diminution statistiquement non significative de l'activité citrate synthase musculaire ont également été constatées. À la suite de ces études, les auteurs ont conclu que l'inhalation par voie orale du sulfure d'hydrogène jusqu'à 10 ppm (14 mg/m3) n'altérait pas significativement la fonction pulmonaire des personnes en bonne santé.

Les participants aux études susmentionnées ont été exposés pendant qu'ils s'exerçaient jusqu'à l'épuisement, un scénario qui est représentatif d'un milieu de travail, mais non du degré d'activité type de la population générale. Cependant, ces résultats indiquent que, pendant une activité d'intensité normale, l'exposition au sulfure d'hydrogène jusqu'à 10 ppm (14 mg/m3) ne compromettrait pas la fonction pulmonaire des personnes en bonne santé.

Dans une étude antérieure, Jappinen et al. (1990) ont examiné les effets respiratoires possibles du sulfure d'hydrogène chez 26 travailleurs masculins d'une usine de pâtes et chez 10 volontaires asthmatiques. Dans la cohorte des travailleurs d'usine non asthmatiques exposés en milieu de travail au sulfure d'hydrogène à des concentrations de 1 à 11 ppm, des tests standards de provocation à l'histamine ont été effectués après un congé ou une journée à l'extérieur du travail, et à la fin de la journée de travail. Les chercheurs n'ont constaté aucun effet statistiquement significatif sur la fonction respiratoire ou la réactivité des bronches lorsqu'ils ont comparé les réactions après un congé ou une journée à l'extérieur du travail avec les réactions à la fin de la journée de travail. Dans le cas des volontaires asthmatiques, ceux-ci ont été exposés à une dose de 2 ppm (2,8 mg/m3) de sulfure d'hydrogène (le cinquième de la concentration maximale admissible de 10 ppm en milieu de travail en Finlande) pendant 30 minutes dans une chambre d'exposition. Dans cette partie de l'étude, les mesures respiratoires ont été comparées avant et après l'exposition. Après une exposition à une dose de 2 ppm de sulfure d'hydrogène, 3 des 10 sujets asthmatiques ont signalé des maux de tête, et la résistance des voies aériennes s'était accrue. Dans l'ensemble du groupe, la résistance des voies aériennes a augmenté en moyenne de 26,3 %, et la conductance spécifique des voies aériennes a diminué en moyenne de 8,4 %, résultats qui, bien statistiquement non significatifs, sont considérés comme biologiquement significatifs. Par conséquent, le niveau d'effet concernant la résistance accrue des voies aériennes chez les personnes asthmatiques était de 2 ppm (2,8 mg/m3) de sulfure d'hydrogène.

L’ATSDR (2006) et l’IPCS (2003) ont utilisé l’étude de Jappinen et al. (1990) pour déterminer le niveau de risque minimal associé à une exposition aiguë par inhalation et la concentration admissible à court terme, respectivement, tout en tenant compte des limites de l’étude. En février 2010, l’American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH) a abaissé la valeur limite d’exposition (8 heures par jour) au sulfure d’hydrogène recommandée en milieu de travail, la faisant passer de 10 ppm à 1 ppm (ACGIH, 2010).

Plus récemment, Bates et al. (2013) ont examiné toute association potentielle entre l'asthme et les symptômes d'asthme autodéclarés dans une population vivant près de la de Rotorua, en Nouvelle-Zélande, et l'exposition chronique au sulfure d'hydrogène émis par des sources géothermiques. En tout, 1 637 hommes et femmes (de 18 à 65 ans) qui avaient résidé à Rotorua pendant au moins 3 ans ont participé à l'étude. Les participants ont rempli un questionnaire dont les questions portaient sur les antécédents de résidence et de lieu de travail, les maladies ou états de santé diagnostiquées par un médecin, y compris l'asthme, et les symptômes respiratoires au cours des 12 mois précédents. L'exposition des participants au sulfure d'hydrogène, chez eux et au travail, a été estimée d'après les concentrations de sulfure d'hydrogène mesurées à plus de 50 sites d'échantillonnage dans la ville pendant 2 semaines au cours de l'été et de l'hiver de 2010, et elle variait de 0 à 64 ppb. Après avoir regroupé les participants en quatre quartiles (0 à 10 ppb, 11 à 20 ppb, 21 à 30 ppb, et 31 à 64 ppb), les chercheurs n'ont constaté aucune augmentation du risque d'asthme associé à l'exposition au sulfure d'hydrogène.

10.2.5 Effets neurologiques

Les effets de l'exposition au sulfure d'hydrogène sur le comportement d'animaux de laboratoire ont été examinés dans plusieurs études. Chez des rats exposés à 100 ou 200 ppm (139 ou 280 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 1 à 2 heures, on a obtenu une CMENO de 200 ppm basée sur une diminution significative de la réaction d'évitement différenciée (Higuchi et Fukamachi, 1977). La CSENO la plus basse recensée dans la littérature après une courte exposition par inhalation d'animaux de laboratoire était de 30 ppm (42 mg/m3), avec une CMENO de 80 ppm (110 mg/m3), d'après une réduction significative de l'activité motrice spontanée et de la température corporelle chez des rats exposés (par voie nasale seulement) à 0, 30, 80, 200 ou 400 ppm (0, 42, 110, 280 ou 560 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 3 heures par jour, 5 jours consécutifs (Struve et al., 2001). Struve et al. (2001) ont analysé les cerveaux pour mesurer les taux de catécholamines et n'ont constaté aucune diminution, liée à l'exposition, des taux de catécholamines dans les cerveaux, que ce soit dans le striatum, le rhombencéphale ou l'hippocampe, après exposition à des doses atteignant 400 ppm. En outre, l'apprentissage et la mémoire, évalués au moyen d'une version modifiée du protocole du labyrinthe de Morris, n'étaient pas altérés après une exposition de 5 jours (corps entier) à des doses de sulfure d'hydrogène allant jusqu'à 80 ppm.

Fiedler et al. (2008) ont réalisé une étude chez 74 sujets humains (35 femmes, 39 hommes) en bonne santé qu'ils ont exposés à 0,05, 0,5 et 5 ppm (0,07, 0,7 et 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène dans un ordre aléatoire pendant 2 heures sur 3 semaines dans une chambre d'exposition. Selon les auteurs, certains symptômes, telles une diminution de la détection olfactive et une augmentation de l'irritabilité et de l'anxiété, variaient de façon significative avec l'exposition au fil du temps, mais l'ampleur des changements était mineure. Une diminution significative du rappel cognitif par l'apprentissage verbal auditif a été constatée à tous les niveaux d'exposition au fil du temps, et les auteurs ont suggéré que la diminution de l'apprentissage verbal pouvait être due à la fatigue. Cependant, ils ont souligné qu'un effet de seuil n'avait pas été observé de façon constante pour les autres mesures neurocomportementales, car aucun effet significatif sur les autres mesures sensorielles ou cognitives, par exemple le temps de réaction complexe, n'a été observé avec une association dose-réponse. Par conséquent, Fiedler et al. (2008) ont indiqué que, jusqu'à une concentration de 5 ppm, le sulfure d'hydrogène avait des effets statistiquement significatifs mineurs sur les personnes en bonne santé. Toutefois, selon les auteurs, la plage des doses d'exposition se situait à l'intérieur de la plage d'exposition prévue pour la population générale, et ils n'ont donc pas pu définir de dose sans effet nocif observé.

Il y a lieu de noter que cette dose d'exposition aiguë par inhalation de 5 ppm sur 2 heures entraînant des effets neurologiques chez des volontaires humains en bonne santé (Fiedler et al., 2008) est du même ordre de grandeur que la dose d'effet aigu par inhalation de 2 ppm basée sur la réactivité des bronchiques chez les volontaires humains asthmatiques (Jappinen et al., 1990).

Dans des études épidémiologiques, le groupe de recherche de Kilburn a étudié les effets neurologiques du sulfure d'hydrogène chez l'humain (Kilburn et Warshaw, 1995; Kilburn, 1997, 1999, 2003). Les effets neurocomportementaux ont été évalués chez des sujets qui avaient été exposés pour diverses durées à de faibles concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'environnement. Un certain nombre d'effets neurocomportementaux, probablement associés à l'exposition au sulfure d'hydrogène, ont été relevés, notamment des altérations de l'équilibre, du champ visuel, du temps de réaction de choix, de la différenciation des couleurs, de la force de préhension et du rappel verbal différé. Dans certains cas, les niveaux d'exposition n'étaient pas indiqués. Dans d'autres cas, l'exposition a été estimée. Certains sujets avaient également été exposés simultanément à d'autres substances.

Les mêmes sujets vivant à Rotorua, en Nouvelle-Zélande, qui étaient exposés de façon chronique au sulfure d'hydrogène provenant de sources géothermiques, décrits dans Bates et al. (2013), ont également fait l'objet d'une série de tests neuropsychologiques (Reed et al., 2014) visant à examiner toute association entre l'exposition chronique au sulfure d'hydrogène en faibles concentrations et la fonction cognitive. Les tests neuropsychologiques ont évalué l'attention, la mémoire, la vitesse psychomotrice, la fonction motrice fine et l'humeur. Deux ensembles de mesures d'exposition au sulfure d'hydrogène ont été utilisés à des fins de comparaison. Un ensemble était basé sur l'exposition actuelle, avec les mêmes quatre quartiles (0 à 10 ppb, 11 à 20 ppb, 21 à 30 ppb, et 31 à 64 ppb) d'estimation de l'exposition au sulfure d'hydrogène utilisés par Bates et al. (2013). Un autre ensemble consistait en estimations de l'exposition à long terme, dans lequel l'exposition au sulfure d'hydrogène au cours des 30 dernières années a été modélisée d'après les renseignements déclarés par les sujets sur l'endroit où se situait leur résidence, leur lieu de travail et leur école, tout en présumant que les sources de sulfure d'hydrogène avaient peu changé au cours des 30 dernières années. Dans l'ensemble, aucune association n'a été constatée entre l'exposition au sulfure d'hydrogène et la fonction cognitive de cette population habitant la ville de Rotorua et exposée de façon chronique à de faibles concentrations de sulfure d'hydrogène.

Dans des études de cas humains, qui découlaient habituellement d'une exposition en milieu de travail ou accidentelle, les concentrations et les durées de l'exposition au sulfure d'hydrogène n'étaient habituellement pas quantifiées, et les cas avaient souvent été exposés simultanément à d'autres substances chimiques. Parmi les effets neurologiques observés mentionnons le coma, les convulsions, les étourdissements, la démence, la réduction de la capacité de communiquer, la réduction de l'attention et de la concentration, l'altération de la mémoire, l'altération de la coordination et de la perception visuelle, l'altération de la fonction motrice, l'ataxie, l'atrophie cérébrale et l'irritabilité (Allyn, 1931; Ahlborg, 1951; McDonald et McIntosh, 1951; Spolyar, 1951; Breysse, 1961; Milby, 1962; Krekel, 1964; Adelson et Sunshine, 1966; Thoman, 1969; Simson et Simpson, 1971; Burnett et al., 1977; Osbern et Crapo, 1981; Hagley et South, 1983; Beauchamp et al., 1984; Arnold et al., 1985; Audeau et al., 1985; Deng et Chang, 1987; Luck et Kaye, 1989; Wasch et al., 1989; NIOSH, 1991; Parra et al., 1991; Tvedt et al., 1991a,b; Kilburn, 1993; Snyder et al., 1995; Hall et Rumack, 1997; Watt et al., 1997).

10.2.6 Effets sur la reproduction et le développement

Aucune classification du sulfure d'hydrogène par d'autres organismes de réglementation nationaux ou internationaux n'a été recensée concernant ses effets sur la reproduction ou le développement. Une concentration sans effet observé (CSEO) de 80 ppm (110 mg/m3) a été observée chez des rats Sprague Dawley mâles et femelles exposés à 0, 10, 30 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 6 heures par jour, 7 jours par semaine (Dorman et al., 2000). L'exposition a commencé 2 semaines avant l'accouplement. Chez les rates gravides, l'exposition s'est poursuivie pendant une période d'accouplement de 2 semaines, puis des jours de gestation 0 à 19. L'exposition des mères et des petits a repris entre les jours postnatals 5 et 18. Chez les rats mâles, l'exposition a commencé 2 semaines avant l'accouplement et a duré 70 jours consécutifs. Aucune toxicité pour la reproduction n'a été observée chez les rats mâles et femelles F0 exposés. Aucune toxicité pour le développement n'a été observée chez les petits. Aucun effet significatif sur la croissance, le développement, la performance comportementale et la neuropathologie des petits n'a été observé. Les essais comportementaux portaient sur l'activité motrice, l'évitement passif et la réaction de sursaut acoustique, et y figuraient aussi une batterie d'observations fonctionnelles.

Pour ce qui est des effets sur le neurodéveloppement, Hannah et Roth (1991) ont examiné l'effet périnatal du sulfure d'hydrogène sur les cellules de Purkinje du cervelet en développement chez les petits. Une CMEO de 20 ppm (28 mg/m3) a été établie d'après des altérations significatives de l'architecture et des caractéristiques de croissance de l'arbre dendritique des cellules de Purkinje chez les petits lorsque les rates Sprague Dawley gravides avaient été exposées à 0, 20 ou 50 ppm (0, 28 ou 70 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 7 heures par jour, du jour de gestation 5 au jour postnatal 21. Cependant, l'US EPA (2003) s'est demandée si ces altérations pouvaient être perçues comme néfastes, car « les effets signalés sont très sélectifs et auraient pu être dus à des facteurs environnementaux qui ne sont pas directement liés à l'exposition, notamment une variabilité résultant de la technique d'échantillonnage restreint (une cellule de Purkinje par petit) ». Les modifications neurochimiques développementales ont été examinées par Skrajny et al. (1992). Une CMEO de 20 ppm (28 mg/m3) a été établie d'après une augmentation significative des concentrations de sérotonine dans le cortex frontal chez des petits exposés lorsque les rates gravides avaient été exposées à 0, 20 ou 75 ppm (0, 28 ou 105 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 7 heures par jour, du jour de gestation 5 au jour postnatal 21 (Skrajny et al., 1992). Il n'existe aucune donnée probante indiquant qu'une modification de l'arbre dendritique des cellules de Purkinje ou des concentrations de neurotransmetteurs aurait pu mener à des altérations toxicologiques pour ce qui est de la performance neurocomportementale.

10.2.7 Toxicocinétique du sulfure d'hydrogène

Le sulfure d'hydrogène est absorbé rapidement par les poumons et est largement distribution dans le corps (US EPA, 2003; ATSDR, 2006). Des concentrations de sulfure ont été détectées dans le foie, le sang, le cerveau, les poumons, la rate et les reins d'humains qui avaient été accidentellement exposés (Kimura et al., 1994; Imamura et al., 1996) et d'animaux exposés en laboratoire (Nagata et al., 1990; Kohno et al., 1991). Des profils de distribution similaires ont été observés chez les humains et les animaux de laboratoire. C'est dans le cœur que les concentrations de sulfure étaient le plus élevées. Les concentrations dans le cerveau étaient comparables à celles mesurées dans les poumons, le foie, les reins et la rate. Le sulfure d'hydrogène peut être métabolisé par oxydation (US EPA, 2003; ATSDR, 2006). En outre, la méthylation et la conjugaison avec les métalloprotéines sont deux voies de métabolisation postulées. La principale voie métabolique est l'oxydation du sulfure, d'abord en thiosulfate, puis en sulfate (Bartholomew et al., 1980; Beauchamp et al., 1984). Le principal site d'oxydation est le foie, et l'excrétion des métabolites se fait surtout par les reins. Une des autres voies métaboliques postulées est la méthylation. Weisiger et al. (1980) ont constaté que le sulfure d'hydrogène peut être méthylé par la muqueuse intestinale des rats Sprague Dawley in vitro (Weisiger et al., 1980). Ce processus est catalysé par la thiol S-méthyltransférase. Cette voie métabolique est, croit-on, mineure, car on s'attend à ce que la vitesse de méthylation soit beaucoup plus faible que la vitesse d'oxydation (Levitt et al., 1999). Une autre voie métabolique postulée est la réaction du sulfure d'hydrogène avec les métalloprotéines. Cette voie a été postulée en grande partie d'après des données limitées (Smith et Abbanat, 1966; Beauchamp et al., 1984).

10.2.8 Toxicodynamie du sulfure d'hydrogène

Plusieurs mécanismes de toxicité du sulfure d'hydrogène ont été proposés dans le cas d'une exposition à des concentrations élevées. Selon certains chercheurs, une voie neurotoxique entrerait en jeu. Selon d'autres, la toxicité serait déclenchée dans les poumons au site de contact. Un des mécanismes postulés passerait par l'inhibition de la cytochrome oxydase, une enzyme essentielle à la respiration mitochondriale cellulaire (Chance et Schoener, 1965; Nicholls, 1975; Smith et al., 1977). L'inhibition de la cytochrome oxydase mènerait au blocage du métabolisme oxydatif. Comme la demande en oxygène du cerveau et du système nerveux est élevée, le blocage du métabolisme oxydatif pourrait provoquer un arrêt respiratoire (Warenycia et al., 1989). D'autres chercheurs ont avancé que l'inhibition directe de la cytochrome oxydase dans les tissus pulmonaires serait la principale voie menant à l'arrêt respiratoire (Khan et al., 1990). Enfin, un autre mécanisme postulé est associé aux effets sur les terminaisons nerveuses. D'après des études chez le rat, Almeida et Guidotti (1999) ont avancé que l'anion hydrosulfure agirait sur les terminaisons nerveuses du nerf vague pulmonaire, ce qui paralyserait le centre ventilatoire du cerveau. L'anion hydrosulfure peut également agir directement sur les neurones du centre ventilatoire du cerveau in vitro et empêcher ainsi la neurotransmission (Kombian et al., 1993).

10.2.9 Sulfure de disodium et hydrogénosulfure de sodium

10.2.9.1 Mutagénicité et cancérogénicité

Il existe peu de données sur le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium. Le sulfure de disodium n'était pas mutagène dans des essais de mutation sur des bactéries effectués à l'aide des souches TA98, TA100, TA1535 et TA1537 de Salmonella typhimurium, avec et sans activation métabolique (essais réalisés conformément à la ligne directrice 471 de l'Organisation de coopération et de développement économiques [OCDE] pour les essais de produits chimiques). Des résultats négatifs ont également été obtenus dans un essai de mutation génique sur des cellules de mammifères (ligne directrice 476 de l'OCDE) à l'aide de cellules L5178Y de lymphome de souris exposées au sulfure de disodium à des doses atteignant 781 μg/ml, avec et sans activation métabolique (ECHA, 2016a; NICNAS, 2016).

Un essai in vivo a été recensé pour le sulfure de disodium. Des résultats négatifs ont été obtenus lors d'un test d'induction du micronoyau dans des cellules de moelle osseuse de souris NMRI auxquelles on avait administré des doses de 24, 48 ou 96 mg/kg p.c. de sulfure de disodium par voie intrapéritonéale (ECHA, 2016a; NICNAS, 2016).

Aucune étude de cancérogénicité n'a été recensée, exception faite d'une étude de faible envergure réalisée avec du sulfure de disodium. Dans cette étude, des rats Charles River CD (n = 26/sexe/dose) ont reçu du sulfure de disodium dans l'eau par gavage à des doses de 9 et 18 mg/kg p.c./j, en présence ou en l'absence d'un extrait thyroïdien à 1 %, deux fois par semaine pendant 56 semaines, puis deux ou trois fois par semaine pendant 22 semaines supplémentaires (pour un total de 78 semaines). Une association significative entre la mortalité et la dose a été constatée chez les mâles traités sans l'extrait thyroïdien à 1 %. Cependant, cette association n'a pas été observée chez l'autre groupe traité avec du sulfure de disodium et l'extrait thyroïdien. Même si les femelles traitées au sulfure de disodium et à l'extrait thyroïdien affichaient une mortalité plus grande, la signification statistique n'était pas indiquée. Les résultats ont été jugés « ambigus » par les auteurs. Aucune preuve de cancérogénicité du sulfure de disodium n'a été trouvée dans cette étude (Weisburger et al., 1981; Santé Canada, 1987).

10.2.9.2 Toxicité à doses répétées

Les données disponibles sur le Na2S et le NaSH sont limitées. Dans une étude, des porcs Yorkshire (n = 144) ont reçu pendant 104 jours des aliments contenant 0, 225 ou 450 ppm de sulfure de disodium, ce qui équivaut à 0, 6,75 ou 13,5 mg/kg p.c./j, selon une méthode de conversion de dose de Santé Canada (1994). Aucun signe de toxicité n'a été observé (Cromwell et al., 1978).

Dans des conditions de pH physiologique, ces substances se dissocient en anions sulfure d'hydrogène (HS-) et en sulfure d'hydrogène. Dans des conditions acides (comme dans l'estomac), la formation de sulfure d'hydrogène est plus importante (Meyer et al., 1983; NICNAS, 2016). Les effets indésirables sur la santé observés après une exposition répétée par voie orale ne peuvent être écartés (NICNAS, 2016).

Aucune étude d'exposition par inhalation ou par voie cutanée n'a été recensée concernant le Na2S ou le NaSH. L'exposition répétée à ces produits chimiques pourrait causer des effets pulmonaires et des lésions nasales en raison du rejet de sulfure d'hydrogène (NICNAS, 2016).

10.2.9.3 Effets sur la reproduction et le développement

Aucune donnée n'a été répertoriée concernant le sulfure de disodium ou l'hydrogénosulfure de sodium. D'après les données disponibles sur le sulfure d'hydrogène, ces deux substances ne devraient pas avoir d'effets toxiques sur la reproduction ou le développement.

10.2.9.4 Irritation cutanée et oculaire

Compte tenu de la forte basicité des anions sulfure, les sulfures tels que le sulfure de disodium et l'hydrogénosulfure de sodium devraient être très irritants et corrosifs (NICNAS, 2016). L'hydrogénosulfure de sodium est reconnu comme un composé très irritant pour la peau et les muqueuses (HSDB, 2003). Une solution d'hydrogénosulfure de sodium à 30 % appliquée dans le sac conjonctival des yeux de six lapins himalayens a causé des lésions oculaires irréversibles (ECHA, 2016b).

10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

L'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium rejetés dans l'environnement à la suite d'activités commerciales devraient se dissocier en cation sodium et en anions bisulfure et sulfure, respectivement. Étant donné que les anions sont en équilibre avec le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium devraient contribuer aux concentrations totales de sulfure d'hydrogène dans l'environnement (mais en faible proportion par rapport aux autres sources). S'il des personnes étaient exposées à l'hydrogénosulfure de sodium ou au sulfure de disodium non dissocié, les deux sels s'hydrolyseraient rapidement et complètement dans les liquides corporels et formeraient du sulfure d'hydrogène. Aucun risque additionnel particulier n'est associé à l'un ou l'autre sel outre ceux que comporte le sulfure d'hydrogène (Santé Canada, 1987). Par conséquent, la présente section portera sur la caractérisation des risques pour la santé humaine associés à l'exposition au sulfure d'hydrogène.

Le sulfure d'hydrogène est produit de façon endogène à de faibles concentrations dans les processus biologiques normaux. Il régule la physiologie des mammifères et est donc normalement présent chez ceux-ci, y compris l'humain (Mancardi et al., 2009). Aucune classification de mutagénicité ou de cancérogénicité par d'autres organismes de réglementation nationaux ou internationaux n'a été recensée, et aucune donnée laissant croire que le sulfure d'hydrogène est mutagène ou cancérogène n'a été trouvée.

La principale voie d'exposition au sulfure d'hydrogène des Canadiens est l'inhalation dans l'air ambiant. Le sulfure d'hydrogène présent dans l'air ambiant provient tant de sources naturelles que de sources anthropiques. Un examen des données de surveillance disponibles révèle que la plage limite supérieure représentative des concentrations dans l'air ambiant auxquelles la population générale serait exposée est de 0,001 à 0,031 ppm (0,0014 à 0,0434 mg/m3). La valeur la plus faible de cette plage représente la concentration moyenne globale mesurée dans une zone urbaine présumée être éloignée des principales sources anthropiques (Alberta Environment, 2000a), alors que la valeur maximale de cette plage est la plus élevée de toutes les concentrations au 99e centile calculées pour chacun des 64 sites de surveillance près d'usines canadiennes de pâtes et papiers (GTOLDQA, 2000).

La fumée de cigarette est une source de sulfure d'hydrogène. Bien que le tabagisme ne constitue pas une base appropriée pour évaluer le risque pour la population générale, car seul un certain pourcentage de la population fume des cigarettes, l'apport supplémentaire de sulfure d'hydrogène dû à la fumée de cigarette réduirait la marge d'exposition.

10.3.1 Seuil olfactif

Le sulfure d'hydrogène est très odorant, son seuil olfactif étant très bas, allant de moins de 0,01 à 0,3 ppm (0,014 à 0,42 mg/m3). Même si le sulfure d'hydrogène peut être perçu comme une nuisance dans la collectivité à cause de son odeur, les données sont insuffisantes pour conclure qu'il a des effets néfastes sur la santé à ces faibles concentrations (Logue et al., 2001; Horton et al., 2009).

La nuisance olfactive n'est pas considérée comme nocive aux fins de la présente évaluation préalable et n'est donc pas prise en compte dans le calcul de la marge d'exposition au sulfure d'hydrogène.

10.3.2 Effets oculaires

La CMEO critique pour les effets oculaires est de 10 à 20 ppm (15 à 30 mg/m3) d'après le seuil d'irritation oculaire humain signalé par Savolainen (1982). La valeur de sulfure d'hydrogène recommandée par l'OMS pour la qualité de l'air a été établie d'après l'irritation oculaire observée dans l'étude de Savolainen (1982). La comparaison de cette CMEO avec la plage limite supérieure des concentrations ambiantes de 0,001 à 0,031 ppm (Alberta Environment, 2000a; GTOLDQA, 2000) donne des marges d'exposition de 320 à 20 000. Les marges d'exposition pour ce qui est des effets oculaires sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et dans les bases de données sur l'exposition de la population générale.

10.3.3 Effets respiratoires

Une concentration entraînant des effets respiratoires aigus de 2 ppm (2,8 mg/m3) a été établie d'après une augmentation biologiquement significative de la résistance des voies aériennes observée chez des volontaires asthmatiques exposés au sulfure d'hydrogène pendant 30 minutes dans une chambre d'exposition (Jappinen et al., 1990). La comparaison de cette concentration de 2 ppm avec la plage limite supérieure des concentrations dans l'air ambiant de 0,001 à 0,031 ppm (Alberta Environment, 2000a; GTOLDQA, 2000) donne des marges d'exposition de 60 à 2 000.

La concentration limite supérieure dans l'air ambiant de 0,031 ppm est jugée très prudente, car c'est la concentration au 99e centile la plus élevée obtenue dans un ensemble de nombreuses mesures horaires prises près de sources ponctuelles partout au Canada pendant plusieurs années. En outre, cette concentration couvre la plage des concentrations dans l'air au 99e centile pour toutes les sources ponctuelles dans la base de données de surveillance de la qualité de l'air. L'augmentation biologiquement significative de la résistance des voies aériennes chez les asthmatiques en réaction à l'exposition au sulfure d'hydrogène n'est pas atténuée par une incertitude associée à une variabilité entre les espèces ou à des différences toxicocinétiques entre les sexes. À la lumière de ces considérations, les marges d'exposition calculées à l'aide d'un critère d'effet respiratoire biologiquement pertinent chez des personnes asthmatiques (un sous-groupe sensible) sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et dans les bases de données sur l'exposition des personnes en bonne santé et des personnes asthmatiques sensibles.

Comme point de départ pour la caractérisation des risques dus à l'exposition par inhalation à long terme, on a sélectionné la CSENO par inhalation de 10 ppm (14 mg/m3) établie d'après la perte de neurones olfactifs nasaux (voie d'entrée) observée chez des rats et des souris exposés à 30 ppm (42 mg/m3) ou plus de sulfure d'hydrogène pendant 10 semaines (Brenneman et al., 2000) ou pendant 90 jours (Dorman et al., 2004). La comparaison entre la CSENO subchronique de 10 ppm pour ce qui est de la perte de neurones olfactifs et la plage limite supérieure de concentrations dans l'air ambiant de 0,001 à 0,031 ppm (Alberta Environment, 2000b; GTOLDQA, 2000) donne des marges d'exposition allant de 320 à 10 000. Les marges d'exposition pour ce qui est des effets respiratoires sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et dans les bases de données sur l'exposition de la population générale.

10.3.4 Effets neurologiques

Par le passé, des effets neurotoxiques ont été confirmés chez des humains qui avaient été exposés à des concentrations élevées de sulfure d'hydrogène par inhalation en milieu de travail. De nombreuses études de cas d'exposition humaine aiguë au sulfure d'hydrogène ont fait état d'effets neurologiques, dont les suivants : nausées, maux de tête, délire, perte d'équilibre, problèmes de mémoire, modifications neurocomportementales, paralysie olfactive, perte de conscience ou « effondrement », tremblements et convulsions. Les rapports indiquant les concentrations provoquant ces effets sont peu nombreux, mais on estime que des concentrations de 100 à 200 ppm (140 à 280 mg/m3) peuvent causer une perte de l'odorat, et des concentrations de 500 à 1 000 ppm (700 à 1 400 mg/m3), une perte de conscience (US EPA, 2003). L'exposition aiguë à des concentrations élevées (supérieur(e) à 500 à 1 000 ppm ([supérieur(e) à 700 à 1 400 mg/m3]) de sulfure d'hydrogène peut être mortelle. Ces concentrations, que l'on retrouve en milieu de travail industriel, sont de plusieurs ordres de grandeur supérieures aux concentrations présentes dans les collectivités (0,0014 à 0,0434 mg/m3), et elles ne sont donc pas jugées pertinentes pour la caractérisation des risques pour la population générale.

Dans une étude d'inhalation chez le rat dans laquelle les expositions du corps entier étaient de 0, 10, 30, 80 ppm ou 400 ppm pendant 5 jours, la CSENO a été établie à 30 ppm et la CMENO, à 80 ppm (110 mg/m3) d'après une réduction significative de l'activité motrice spontanée (déplacements et mouvements totaux) (Struve et al., 2001). En outre, la fonction cognitive (apprentissage et mémoire, évalués au moyen d'une version modifiée du protocole du labyrinthe de Morris) n'était pas altérée après une exposition de 5 jours, par voie nasale seulement, à des doses de sulfure d'hydrogène allant jusqu'à 80 ppm. Après les essais sur l'activité motrice, Struve et al. (2001) ont analysé les cerveaux pour mesurer les taux de catécholamines et n'ont constaté aucune diminution, liée à l'exposition, des taux de catécholamines dans les cerveaux, que ce soit dans le striatum, le rhombencéphale ou l'hippocampe, après exposition à des doses atteignant 400 ppm. À la lumière de ces données, les auteurs ont conclu qu'un dysfonctionnement cognitif ne devrait pas se produire après une exposition répétée à court terme au sulfure d'hydrogène à la concentration minimale d'essai de 10 ppm (14 mg/m3), concentration identique à la valeur limite d'exposition en milieu de travail (8 heures par jour) établie par les États-Unis en 2001.

La comparaison entre la CSENO de 30 ppm par inhalation pour ce qui est des effets sur la fonction cognitive et la plage de concentrations limites supérieures dans l'air ambiant de 0,001 à 0,031 ppm (Alberta Environment, 2000b; GTOLDQA, 2000) donne des marges d'exposition allant de 970 à 30 000. Les marges d'exposition pour ce qui est des effets neurologiques sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et dans les bases de données sur l'exposition pour la population générale.

10.3.5 Effets sur la reproduction et le développement

Aucune classification du sulfure d'hydrogène par d'autres organismes de réglementation nationaux ou internationaux n'a été recensée concernant ses effets sur la reproduction ou le développement. Les quelques données répertoriées dans la littérature ne révèlent aucun signe d'effets sur la reproduction ou le développement chez les animaux de laboratoire. Aucun effet sur la reproduction ou le développement, y compris des effets sur le neurodéveloppement, n'a été observé chez des rats exposés à des concentrations atteignant 80 ppm (110 mg/m3) dans une étude de Dorman et al. (2000). Des effets sur le neurodéveloppement, notamment une modification de l'arbre dendritique des cellules de Purkinje ou des concentrations de neurotransmetteurs, ont été observés (Hannah et Roth, 1991; Skrajny et al., 1992). Cependant, aucun effet significatif sur la performance comportementale ou la neuropathologie n'a été observé, et les données sont jugées insuffisantes pour laisser croire à des effets nocifs sur le neurodéveloppement.

10.3.6 Globalement

L'inhalation devrait être la voie prédominante d'exposition de la population générale au sulfure d'hydrogène. L'évaluation des effets sur la santé est donc centrée sur des données ayant trait aux effets dus à cette voie. Les marges entre les concentrations limites supérieures de sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant et les niveaux associés à des effets critiques sur la santé sont considérés adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur les effets sur la santé et l'exposition pour la population générale.

Bien que l'exposition de la population générale au sulfure d'hydrogène ne soit pas préoccupante aux niveaux actuels, cette substance peut être associée à des effets préoccupants sur la santé (œdème pulmonaire et graves effets neurologiques) à des concentrations plus élevées. Cette substance pourrait donc s'avérer préoccupante si l'exposition de la population générale venait à augmenter.

10.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine

Comme le sulfure d'hydrogène est un gaz, la principale voie d'exposition examinée est l'inhalation, les autres voies ayant une importance limitée. La base de données concernant les effets du sulfure d'hydrogène sur la santé ne porte que sur l'inhalation. Des données pertinentes ont été répertoriées en ce qui concerne la toxicité aiguë, à court terme et subchronique, la génotoxicité, et la toxicité pour la reproduction et le développement, et un certain nombre d'effets étaient observés tant dans les études sur l'exposition aiguë que dans les études à court terme ou subchronique. Aucune étude expérimentale sur l'exposition chronique à long terme (plus de 90 jours) n'a été recensée concernant le sulfure d'hydrogène ou ses deux précurseurs examinés dans la présente évaluation, exception faite d'une étude de faible envergure sur l'exposition au sulfure de disodium par voie orale.

Les données sur les rejets de sulfure d'hydrogène par certains secteurs, par exemple les secteurs des métaux et du raffinage des métaux, à proximité de populations humaines sont limitées. Toutefois, la confiance dans l'évaluation de l'exposition de la population générale est importante, car on dispose pour plusieurs secteurs industriels d'un vaste ensemble de mesures de concentrations dans l'air ambiant, représentatif de la plupart des endroits au Canada.

L'existence de données sur l'exposition humaine, en particulier de données qui complètent les observations expérimentales dans des modèles animaux, augmente le degré de confiance à l'égard de l'évaluation. Les études utilisées pour déterminer les concentrations minimales auxquelles on observe ou non des effets nocifs ont été réalisées avec des animaux de laboratoire et dans le cadre d'études sur des sujets humains, et ces dernières ont révélé des effets biologiquement pertinents par inhalation à des concentrations inférieures à celles signalées dans les études sur des animaux. L'utilisation des effets chez l'humain comme point de départ pour la caractérisation des risques (marges d'exposition) accroît la confiance à l'égard de l'analyse globale.

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11. Conclusion

Compte tenu de toutes les sources de données disponibles présentées dans cette ébauche d'évaluation préalable, le risque que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium présentent pour les organismes et l'intégrité globale de l'environnement est faible. Il est donc proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne répondent pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

Vu le caractère adéquat des marges entre les expositions estimées au sulfure d'hydrogène et les concentrations critiques ayant des effets sur la santé, il est proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines. Il est donc proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne répondent pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE.

Par conséquent, il est proposé de conclure que le sulfure d'hydrogène, l'hydrogénosulfure de sodium et le sulfure de disodium ne répondent à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.

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Annexes

Annexe A : Résumé des données de surveillance du sulfure d'hydrogène dans l'air ambiant

Tableau A1. Concentrations de sulfure d'hydrogène près d'usines de pâtes et papiers
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageType d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswick, Colombie-Britannique, Québec1989-1998Air échantillonné en continu pendant diverses durées, 64 sites (~ 21 000 échantillons par site)2,7 ppb
(3,78 μg/m3) au Nouveau-Brunswick entre janvier 1989 et juillet 1994		31 ppb
(43,4 μg/m3), site en Nouvelle-Écosse entre 1994 et 1998		503 ppb
(714 μg/m3), site en Nouvelle-Écosse entre 1994 et 1998)		La distance par rapport à l'usine n'a pas été fournie;GTOLDQA 2000
Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswick, Colombie-Britannique, Québec1999-2003Air échantillonné en continu chaque heure (pendant  diverses durées allant de 2 à 5 ans) sur  54 sites1,44 ppb
(2 μg/m3) (site de Prince George, C.-B., à 2 km de l'usine)		26 ppb
(36 µg/m3) (Fort Frances, Québec, à 1450 m d'ne usine, pendant l'année 2001)		114 ppb
(158 μg/m3) (Fort Frances, Québec, pendant l'année 2001)		D'après les mesures du SRT;
(concentration de H2S calculée en présumant que le SRT contient jusqu'à 60 % de H2S).		Environnement Canada 2004b
Cap-de-la-Madeleine (Québec1979-1994Air échantillonné en continu chaque heure durant la période d'échantillonnage à 1 endroits.o.s.o.0,5 ppb
(0,7 μg/m3)		La distance entre la station de surveillance et la source potentielle n'a pas été indiquée.MEFQ 1997

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Tableau A2. Concentrations de sulfure d'hydrogène près d'installations pétrolières et gazières
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageRégime d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
AlbertaMai 2007-mai 2017Air échantillonné en continu, chaque heure, à 35 stations0,97 ppb
(1,35 μg/m3)		15 ppb
(20,9 μg/m3) (rapporté à la station de Bonnyville)		113 ppb
(158 μg/m3) (station de Scotofrd no 2, le 15 octobre 2015 à 9h00)		Données extraites du site Web de la CASA, collecte de concentrations de polluants atmosphériques près de sables bitumineux en AlbertaCASA 2017
AlbertaMai 2007- mai 2012Air échantillonné en continu, chaque heure, à 35 stations1,4 ppb
(1,95 μg/m3)		21 ppb
(29,3 μg/m3) (rapporté à la station de Mildred Lake, Alberta)		100 ppb
(140 μg/m3) (rapporté à la station de Mildred Lake, le 25 octobre 2009 à 8h00)		Données extraites du site Web de la CASA, collecte de concentrations de polluants atmosphériques près de sables bitumineux en AlbertaCASA 2017
AlbertaMai 2012-mai 2017Échantillonnage en continu, chaque 1 heure, à 35 stations1,0 ppb
(1,39 μg/m3)		17 ppb
(23,7 μg/m3) (rapporté à la station de Scotford no 2)		113 ppb
(158 μg/m3) (rapporté à la station de Scotford no 2, le 15 octobre 2015 à 9h00)		Données extraites du site Web de la CASA, collecte de concentrations de polluants atmosphériques près de sables bitumineux en AlbertaCASA 2017
Alberta (bassin atmosphérique régional de Wood Buffalo)2015Échantillonnage continu d'une heure, sur 8 sites0,7 ppb

(0,98 μg/m3) (annuel)		s.o.36 ppb
(50,4 μg/m3)
Moyenne maximale sur 24 h : 6 ppb
(8,4 μg/m3), pour tous les sites		La plupart des sites échantillonnés sont situés dans ou à proximité d'installations de sables bitumineuxWBEA 2016
Montréal (Québec)1979-1994Air échantillonné en continu, chaque heure, à 1 endroits.o.s.o.0,3-0,5 ppb
(0,42-0,7 μg/m3)		La distance entre le site d'échantillon-nage et l'usine n'est pas connueMEFQ 1997
Alberta, Saskatchewan, nord de la Colombie-BritanniqueAvril 2001 - janvier 2003Air échantillonné en continu, chaque heure, pendant 3 ans, sur 1100 sites0,2 ppb
(0,28 μg/m3)		0,53 ppb
(0,74 μg/m3) (95e percentile pour tous les échantillons, sur tous les sites)		s.o.Échantillonnage passif dans des pâturages de bétail près des raffineries;
aucune information fournie sur la distance entre les raffineries et les pâturages		WISSA 2006
Saskatchewan (Regina)2002-2006Échantillonnage horaire en continu sur 2 sitess.o.s.o.inférieur(e) à 10,8-30,2 ppb
(inférieur(e) à 15,1-42,3 μg/m3)		Sites situés à la raffinerie et 1,9 km plus loinGolder Associates 2007
Territoires du Nord-Ouest2008-2009Deux sites0,7 ppb
(moyenne des mesures horaires sur 1 mois)		s.o.58 ppb
(4,2-81,2 μg/m3)		Données non recueillies en juillet et aoûtChepelke­vitch 2009
Territoires du Nord-Ouest2014Échantillonnage horaire en continu sur 1 site (Norman Wells)s.o.s.o.2,0 ppb
(2,8 μg/m3)
Moyenne horaire maximale : 1,8 ppb
(2,52 μg/m3)		s.o.Territoires du Nord-Ouest 2014
Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswick, Colombie-Britannique, Québec1989-1998Air échantillonné en continu chaque heure, pendant diverses durées, sur 18 sites1,37 ppb
(2,0 μg/m3) (site de C.-B., pendant 5 ans (1994-1998))		12 ppb
(16,6 μg/m3) (site du Manitoba, entre mai 1999 et janvier 2000)		113 ppb
(157 μg/m3) (site du Québec, entre 1990 et 1998)		La distance par rapport à l'usine n'a pas été fournieGTOLDQA 2000

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données; la moyenne la plus élevée pour toutes les stations est rapportée ici.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Tableau A3. Concentrations de sulfure d'hydrogène près d'installations de traitement des eaux usées
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageType d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
Alberta (Bonnybrook/ Calgary)1989-2003Air échantillonné en continu, chaque heure, à 1 endroit1,2 ppb
(1,68 μg/m3)		s.o.38 ppb
(53 μg/m3)
(moyenne maximale sur 24 heure : 7,2 ppb
(10 μg/m3)		Ce rapport est une analyse des données tirées de la base de données de la CASA.Hoeksema 2004

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données; la moyenne la plus élevée pour toutes les stations est rapportée ici.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Tableau A4. Concentrations de sulfure d'hydrogène dans des zones urbaines
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageType d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
Alberta (Lethbridge)Septembre 1998 - juillet 1999Mesure chaque heure, échantillonnage pendant 78 heures pendant une période de 8 jours, pendant 4 saisons, à 5 endroits1 ppb
(1,4 μg/m3)		s.o.0,6-3 ppb
(0,84-4,2 μg/m3)		s.o.Alberta Environ­ment 2000a
Québec2002-2009Air échantillonné en continu, chaque heure, à 4 stations d'échantillonnage0,9 ppb
(1,25 μg/m3)		s.o.22 ppb
(30,8 μg/m3)		s.o.CESPA 2010
Nouveau-Brunswick (Saint John)4 août 2013 -11 août 2016Échantillonnage en continu sur 1 heure sur 2 sites, mesure du soufre réduit total (Forest Hills et West Side)s.o.0,6 et 1,2 ppb
(0,84 et 1,68 μg/m3) (pour West Side et Forest Hills, respective­ment)		10,8 ppb
(15,12 μg/m3)		Les concentrations ont été converties en présumant que le sulfure d'hydrogène représente jusqu'à 60 % du soufre réduit total (Environnement Canada 2004b)Nouveau-Brunswick 2016
Sud-ouest de l'Ontario (Sarnia)2014Échantillonnage en continu, sur 1 heure, à 1 station (pour le soufre réduit total)0,36 ppb
(0,504 μg/m3) (moyenne annuelle)		s.o.6 ppb
(8,4 μg/m3)		Communauté Aamkiwnaang des Premières Nations, située dans une zone très industrialisée au sud de Sarnia (Ontario). Les concentrations ont été converties en présumant que le sulfure d'hydrogène représente jusqu'à 60 % du soufre réduit total (Environnement Canada 2004b)MEAMCCO 2016

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données; la moyenne la plus élevée pour toutes les stations est rapportée ici.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Tableau A5. Concentrations de sulfure d'hydrogène près d'exploitations d'élevage
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageType d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
Alberta (exploitations d'élevage près de Lethbridge)Septembre 1998 - juillet 1999Air échantillonné pendant une période de 10 jours, pendant 4 saisons, échantillon­nage en continu chaque heure, sur 17 sites situés en aval d'exploitations d'élevage près de  Lethbridge et Warner26 ppb
(36,4 μg/m3) (sur le site no 12, 15 des 17 moyennes étaient de 5 ppb
ou moins		s.o.54 ppb
(76 μg/m3) (à moins de 230 m de la source, près d'une ferme porcine)		Mesures faites par le laboratoire mobile de surveillance atmosphérique d'Alberta Entironment; la distance par rapport aux exploitations d'élevage n'était pas fournie.Alberta Environ­ment 2000b

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données; la moyenne la plus élevée pour toutes les stations est rapportée ici.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Table A6. Concentrations de sulfure d'hydrogène près de sources représentant plusieurs utilisations
Lieu d'échantillonnageMoment de l'échantillonnageType d'échantillonnageMoyennea99eme percentilebMaximumcNotesRéférence
Alberta (Edmonton)2014Échantillonnage en continu, 1 heure, à 5 stationsinférieur(e) à 1-1 ppb
(inférieur(e) à 1,4-1,4 μg/m3) (moyenne annuelle maximale)		s.o.22 ppb
(30,8 μg/m3) Moyenne maximale sur 24 h : 3 ppb
(4,2 μg/m3)		s.o.ACA 2014
Saskatchewan (sud-est)2015Échantillonnage en continu, 1 heure, à 5 stations1,4 ppb
(1,96 μg/m3) (annuelle)		s.o.118,6 ppb
(166,0 μg/m3) (station Wauchope, 1er août 2015, à 5h00)
Moyenne max. sur 24 h : 14,0 ppb
(19,6 μg/m3) (station Wauchope)		La région surveillée comprend des activités agricoles, d'exploitation gazières et pétrolières, de production d'énergie et de transport.SESAA 2015
Saskatchewan (Western Yellowhead Air Management Zone, WYAMZ)2014Air échantillonné en continu, toutes les heures, à deux endroits (Maidstone et Kindersley)0,2 et 0,3 ppb
(0,28 et 0,42 μg/m3) (moyenne annuelle aux stations de  Kindersley et Maidstone, respectivement)		s.o.13,5 ppb
(18,9 ug/m3) (Maidstone)
Moyenne max. sur  24 h : 2,3 ppb
(3,22 μg/m3) (Maidstone)		La région de la WYAMZ comporte des activités agricoles, d'exploitation gazières et pétrolières, de production d'énergie et de transport.AMEC 2014

a. Typiquement, une moyenne de tous les échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculée pour chaque station de l'étude ou de la base de données; la moyenne la plus élevée pour toutes les stations est rapportée ici.
b. Le 99ème percentile des échantillonnages horaires pendant la période d'échantillonnage a été calculé pour chaque station de l'étude; la valeur la plus élevée est rapportée ici.
c. La concentration horaire la plus élevée parmi tous les échantillonnages d'une heure de l'étude est rapportée.

Annexe B : Résumé des effets du sulfure d'hydrogène sur la santé

Table B1. Animaux de laboratoire et in vitro
Critère d'effetDoses d'effet les plus faibles/résultats
Toxicité aiguëCL50 par inhalation (rat) = 470-820 mg/m3 (Prior et al., 1988).
CL100 par inhalation (rat) = 700-2 300 mg/m3 (Beck et al., 1979; Lopez et al., 1989; Khan et al., 1990).
CL100 par inhalation (souris) = 1 000 mg/m3 (Smith et Gosselin, 1964).
CL100 par inhalation (lapin) = 700-1 400 mg/m3 (Kage et al., 1992).

Effets respiratoires
CMEO la plus faible : 10 ppm (14 mg/m3) d'après une diminution significative de l'activité cytochrome oxydase dans le foie de rats Sprague Dawley mâles (6 par groupe) exposés à 0, 10, 30, 80, 200 ou 400 ppm (0, 14, 42, 110, 280 ou 560 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 3 heures. Une diminution significative de l'activité cytochrome oxydase dans le foie a été observée à 14 mg/m3 et plus. Une diminution significative de l'activité cytochrome oxydase dans les poumons a été observée à 42 mg/m3 et plus. Une augmentation significative de la concentration de sulfures a été observée à 110 mg/m3 et plus dans les poumons, et à 280 mg/m3 et plus dans le foie (Dorman et al., 2002).
Autre CMEO la plus faible : 10 ppm (14 mg/m3) d'après une augmentation transitoire significative de la cellularité du liquide de lavage nasal chez des rats Fischer 344 mâles (12 par groupe) exposés à 0, 10, 200 ou 400 ppm (0, 14, 280 ou 560 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 4 heures. Quatre animaux par groupe exposé ont été sacrifiés 1, 20 et 44 h après l'exposition. Une augmentation significative de la cellularité du liquide de lavage nasal a été observée à 14 mg/m3 et plus. Chez les groupes exposés à 14 et 280 mg/m3, 20 h après l'exposition, les modifications étaient disparues et les valeurs étaient revenues aux valeurs de départ. Une augmentation significative de l'activité lactate déshydrogénase a été observée à 280 mg/m3 et plus, et une augmentation significative de l'activité phosphatase alcaline a été observée à 560 mg/m3 dans le liquide de lavage broncho-alvéolaire. Les modifications du liquide de lavage nasal pourraient représenter un marqueur précoce de lésions bénignes, mais l'évaluation histopathologique est une pratique plus courante (Lopez et al., 1987).
Autres CMEO : 615 mg/m3 d'après des modifications histologiques transitoires dans le poumon et un effet œdémateux chez des rats Fischer 344 mâles (12 par groupe) exposés à 0, 83 ou 440 ppm (0, 116 ou 615 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 4 heures. Quatre animaux par groupe exposé ont été sacrifiés 1, 18 et 42 h après l'exposition (Lopez et al., 1988a).
Effets neurologiques
Des rats Wistar mâles (nombre d'animaux non indiqué dans une référence secondaire) ont été exposés à une dose de 100 à 500 ppm (139 à 695 mg/m3, valeurs citées dans US EPA, 2003) de sulfure d'hydrogène pendant 2 heures. À 200 ppm (280 mg/m3) et plus, une diminution significative de la réaction d'évitement différenciée a été observée. À 300 ppm (417 mg/m3) et plus, la réaction d'évitement conditionnée de type Sidman était supprimée. Après une exposition à une dose de 139 à 280 mg/m3pendant 1 heure, on a observé une augmentation de la pression sanguine et de la fréquence respiratoire, et des modifications histologiques et biochimiques dans les tissus et les liquides respiratoires (Higuchi et Fukamachi, 1977).
Autres études
Elovaara et al., 1978; Rogers et Ferin, 1981; Kombian et al., 1988; Lopez et al., 1988b; Khan et al., 1990, 1991; Prior et al., 1990; Green et al., 1991; Kohno et al., 1991; Lefebvre et al., 1991; Brenneman et al., 2002.
Toxicité à court terme
Effets respiratoires
CMEO la plus faible : 10 ppm (14 mg/m3) d'après une diminution significative de l'activité cytochrome oxydase dans les mitochondries du poumon de rats Fischer 344 mâles (nombre d'animaux utilisés non indiqué) exposés à 0, 1, 10 ou 100 ppm (0, 1,4, 14 ou 140 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 8 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 5 semaines. Aucun effet sur les enzymes dans les mitochondries du foie n'a été observé. Une tendance à la baisse non significative de l'activité cytochrome oxydase dans les mitochondries du cerveau a été observée. Dans les érythrocytes, une diminution significative de l'activité superoxyde dismutase a été observée à 140 mg/m3. Aucun examen histopathologique n'a été réalisé (Khan et al., 1998).

Effets neurologiques
CSENO la plus faible : 30 ppm (42 mg/m3) et CMENO : 80 ppm (110 mg/m3) d'après une réduction significative de l'activité motrice et de la température corporelle chez des rats CD mâles exposés par inhalation (voie nasale seulement) au sulfure d'hydrogène à 0, 30, 80, 200 ou 400 ppm (0, 42, 110, 280 ou 560 mg/m3) 3 heures par jour, 5 jours consécutifs. Un groupe de rats (10 par groupe exposé) a été soumis à des tests d'apprentissage spatial dans un labyrinthe de Morris chaque jour, juste après l'exposition. Un autre groupe d'animaux (10 par groupe exposé) a été soumis à des tests d'activité motrice spontanée après la cinquième exposition. Une réduction significative de l'activité motrice a été observée à 80 ppm (110 mg/m3) et plus. Dans l'essai dans le labyrinthe de Morris, les animaux exposés à 400 ppm présentaient une latence significativement accrue dans la phase d'acquisition (jours 1 à 4) et dans l'essai du labyrinthe (jour 5) par rapport aux animaux témoins. On n'a observé aucun effet sur les taux de catécholamines dans le striatum, le rhombencéphale ou l'hippocampe chez les animaux soumis aux tests d'activité motrice (Struve et al., 2001).
Des rats CD mâles (5 à 7 par groupe) ont été exposés par inhalation (corps entier) à du sulfure d'hydrogène à raison de 0, 10, 30 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) 3 heures par jour, pendant 5 jours consécutifs. La performance au conditionnement opérant selon des calendriers à intervalle fixe multiples a été évaluée chaque jour, et les résultats la semaine avant l'exposition et la semaine après l'exposition ont été comparés. Aucun effet significatif sur la performance selon un calendrier à intervalle fixe n'a été observé. L'apprentissage et la mémoire n'étaient pas perturbés par l'exposition au sulfure d'hydrogène jusqu'à 80 ppm, d'après l'essai dans le labyrinthe de Morris. L'activité motrice n'a pas été perturbée par l'exposition au sulfure d'hydrogène (Struve et al., 2001).
Autres CMENO : 125 ppm (174 mg/m3) d'après un comportement légèrement altéré pendant la réacquisition d'un comportement à contingence inverse dans un labyrinthe à bras radial chez des rats Sprague Dawley mâles (10 à 12 par groupe) exposés à 0 ou 125 ppm (0 ou 174 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 4 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 5 semaines. Aucun effet sur la rétention ou l'acquisition de la mémoire n'a été observé (Partlo et al., 2001).

Autres études
Kosmider et al., 1967; Curtis et al., 1975; Haider et al., 1980; Skrajny et al., 1996; Brenneman et al., 2002; Dorman et al., 2002.
Toxicité subchroniqueEffets respiratoires
CSENO la plus faible : 10 ppm (14 mg/m3) et CMENO : 30 ppm (42 mg/m3) d'après une perte légère à modérée de neurones olfactifs et une hyperplasie des cellules basales de la muqueuse olfactive chez des rats Sprague Dawley mâles (12 par groupe) exposés à 0, 10, 30 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 6 heures par jour, 7 jours par semaine, pendant 10 semaines. Seule la cavité nasale et le système olfactif ont été examinés. Aucun effet n'a été observé chez les animaux témoins ni les animaux exposés à 10 ppm (14 mg/m3) de sulfure d'hydrogène (Brenneman et al., 2000).
Autre CSENO la plus faible : 10 ppm (14 mg/m3) et CMENO : 30 ppm (42 mg/m3) d'après une augmentation significative de la perte de neurones olfactifs chez des rats Fischer 344 mâles et femelles, des souris B6C3F1 et des rates Sprague Dawley. Une perte significative de neurones olfactifs a été observée à 80 ppm (110 mg/m3) chez les rats Sprague Dawley mâles. Une incidence à 100 % de rhinite a été observée chez les souris B6C3F1 exposées à 110 mg/m3 (Dorman et al., 2004). L'étude de Dorman et al. (2004) est une réévaluation des résultats des examens histopathologiques du nez et du poumon obtenus par le CIIT (1983a,b,c) et décrits ci-après.
Autres CMEO : 80 ppm (110 mg/m3) chez des rats Fischer 344, des rats Sprague Dawley et des souris B6C3F1 exposés à 0, 10,1, 30,5 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 112 mg/m3) de sulfure d'hydrogène à raison de 6 h/j, 5 j/sem., pendant 90 jours (CIIT, 1983a,b,c).
Chez les rats Sprague Dawley (10 de chaque sexe par groupe), la CMEO de 110 mg/m3 était basée sur une diminution du poids corporel chez les femelles et une diminution du poids absolu du cerveau chez les mâles. À 110 mg/m3, la consommation d'aliments et les poids corporels étaient réduits chez les deux sexes. Aucune différence significative n'a été observée sur les plans hématologiques, ophtalmologiques, neuropathologiques, histopathologiques, ni dans les paramètres de chimie sérique ou l'analyse d'urine (CIIT, 1983c).
Chez les rats Fischer 344 (10 de chaque sexe par groupe), la CMEO de 110 mg/m3 était basée sur une diminution de la consommation d'aliments et du poids corporel chez les deux sexes et sur une augmentation du poids relatif du cerveau chez les mâles. Une hausse significative du taux de sulfhémoglobine a été observée chez les mâles à 110 mg/m3. Aucune différence significative n'a été observée sur les plans hématologiques, ophtalmologiques, neuropathologiques, histopathologiques, ni dans les paramètres de chimie sérique ou l'analyse d'urine (CIIT, 1983b).
Chez les souris B6C3F1 (10 de chaque sexe par groupe), la CMEO de 110 mg/m3 était basée sur une réduction de la consommation d'aliments et du poids corporel, et sur l'inflammation de la muqueuse nasale chez les deux sexes. Une diminution significative du poids absolu, mais non du poids relatif, du cœur, du foie et de la rate chez les mâles et une diminution significative du poids des reins chez les femelles ont été observées à 110 mg/m3. Aucune lésion macroscopique ou différence significative associée au composé n'a été observée sur les plans hématologiques, ophtalmologiques, neuropathologiques, ni dans les paramètres de chimie sérique ou l'analyse d'urine (CIIT, 1983a).

Autres études
Wetterau et al., 1964; Anderson, 1987; Dorman et al., 2002; Moulin et al., 2002.
Toxicité chronique/cancérogénicitéAucune étude n'a été recensée.
Toxicité pour la reproduction ou le développementCSEO pour la reproduction ou le développement = 80 ppm (110 mg/m3). Des rats Sprague Dawley (12 de chaque sexe par groupe) ont été exposés à 0, 10, 30 ou 80 ppm (0, 14, 42 ou 110 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 6 heures par jour, 7 jours par semaine, pendant 2 semaines avant l'accouplement, et l'exposition s'est poursuivie pendant la période d'accouplement de 2 semaines. Chez les femelles gravides, l'exposition s'est poursuivie du JG 0 au JG 19. Les mères et les petits ont ensuite été exposés du (JPN) 5 au JPN 18. Chez les mâles, l'exposition s'est poursuivie pendant 70 jours. Pour ce qui est des effets sur la reproduction, on n'a observé aucun effet statistiquement significatif sur la performance de la reproduction, l'indice d'accouplement, l'indice de fertilité, les pertes post-implantatoires par portée, le nombre de résorptions tardives ou le nombre de naissances vivantes. Aucun effet sur le nombre de petits vivants, la taille des portées, la durée moyenne de gestation ni le nombre moyen d'implants n'a été observé. La dégénérescence des tubules testiculaires était de 42 % chez les mâles ayant été exposés à 112 mg/m3, comparativement à 17 % chez les mâles témoins, ce qui n'était pas statistiquement significatif. Le poids relatif des ovaires n'était significativement réduit que chez les femelles du groupe ayant été exposé à la faible dose. Pour ce qui est des effets sur le développement, aucune différence significative n'a été observée dans la prise de poids, le développement, la performance comportementale ou la neuropathologie chez les petits. L'évaluation comportementale portait sur l'activité motrice (JPN 13, 17, 21, 60 ± 2), l'évitement passif (JPN 22 ± 1, 62 ± 3), une batterie d'observations fonctionnelles (JPN 60 ± 2), la réaction de sursaut acoustique (JPN 21, 62 ± 3) et la neuropathologie (JPN 23 ± 2, 61 ± 2). Une toxicité systémique à une CMEO de 10 ppm (14 mg/m3) a été observée chez les parents F0, d'après une diminution du poids relatif et absolu des surrénales chez les mâles et d'une diminution du poids relatif des ovaires chez les femelles (Dorman et al., 2000).
Autres études : Andrew et al., 1980; Saillenfait et al., 1989; Hayden et al., 1990a,b.
Effets sur le neurodéveloppementCMEO la plus faible = 20 ppm (28 mg/m3) d'après des altérations significatives de l'architecture et des caractéristiques de croissance de l'arbre dendritique des cellules de Purkinje chez les petits lorsque les rates Sprague Dawley gravides (10 par groupe) avaient été exposées à 0, 20 ou 50 ppm (0, 28 ou 70 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 7 heures par jour, du JG 5 au JPN 21. Seules des cellules de Purkinje du cervelet en développement ont été examinées (une cellule de Purkinje de chaque petit). Chez les petits exposés à 28 ou 70 mg/m3, la longueur des segments dans les branches inférieures et médianes de l'arbre dendritique et la distance moyenne de tout ordre équivalent jusqu'au cône d'implantation de l'axone sur le corps neuronal [vertex path length] étaient significativement augmentées dans les cellules de Purkinje. Les auteurs ont conclu que ces effets étaient révélateurs d'altérations significatives de l'architecture et des caractéristiques de croissance de l'arbre dendritique des cellules de Purkinje (Hannah et Roth, 1991). L'US EPA (2003) s'est demandés si ces altérations pouvaient être perçues comme néfastes, car « les effets signalés sont très sélectifs et auraient pu être dus à des facteurs environnementaux qui ne sont pas directement liés à l'exposition, notamment une variabilité résultant de la technique d'échantillonnage restreint (une cellule de Purkinje par petit) ».
Autre CMEO la plus faible = 20 ppm (28 mg/m3), d'après une augmentation significative des taux de sérotonine dans le cortex frontal de petits exposés lorsque 20 rates Sprague Dawley gravides ont été exposées à 0, 20 ou 75 ppm (0, 28 ou 105 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 7 heures par jour, du JG 5 au JPN 21. À 28 mg/m3, une augmentation significative des taux de sérotonine dans le cortex frontal au JPN 21 a été observée. À 105 mg/m3, une augmentation significative des taux de sérotonine a été observée dans le cervelet et le cortex frontal aux JPN 14 et 21. À 105 mg/m3, une augmentation significative des taux de noradrénaline dans le cervelet a été observée aux JPN 7, 14 et 21. À 28 mg/m3, une diminution significative des taux de noradrénaline a été observée dans le cortex frontal aux JPN 14 et 21 (Skrajny et al., 1992).
Autres études : Hannah et al., 1989, 1990; Roth et al., 1995.
Génotoxicité et critères d'effet connexesEssais in vitro
Essais de mutagénicité :
Négatif : Test d'Ames, souches TA97, TA98, TA100 de Salmonella typhimurium en présence ou en l'absence d'activation métabolique S9 à des concentrations de 0, 17, 57, 175, 582 ou 1 750 μg/plaque (Hughes et al., 1984).
Tests des comètes [utilisant le sulfure de disodium (Na2S), car du sulfure d'hydrogène est libéré lorsque le Na2S est dissous en solution aqueuse] :
Positif : Des cellules FHs 74 Int d'intestin grêle humain non transformées ont été traitées au Na2S·9H2O à une dose de 250 à 2 000 μM pendant 2 heures. Des réactions dépendantes de la dose ont été observées. Aucune cytotoxicité n'a été observée (Attene-Ramos et al., 2010).
Négatif : Des cellules ovariennes de hamster chinois (CHO) ont été traitées au Na2S pendant 4 heures à des concentrations allant de 25 à 5 000 μM. Une cytotoxicité aiguë a été observée à supérieur(e) u égal(e) à 7 500 μM (Attene-Ramos et al., 2006).
Positif : Dans un test des comètes modifié, la réparation de l'ADN a été inhibée en présence d'hydroxyurée et de 1-β-D-arabinofuranosylcytosine (AraC). Les cellules CHO ont été traitées au Na2S pendant 2 heures à des concentrations allant de 250 à 3 000 μM (Attene-Ramos et al., 2006).
Négatif : Des cellules HT29 de cancer du côlon humain, sous-clone Cl.16E, ont été traitées au Na2S à une concentration de 2 000 μM (Attene-Ramos et al., 2006).
Positif : Dans un test des comètes modifié, la réparation de l'ADN a été inhibée en présence d'hydroxyurée et de 1-β-D-arabinofuranosylcytosine (AraC). Des cellules HT29 de cancer du côlon humain, sous-clone Cl.16E, ont été traitées au Na2S à des concentrations allant de 500 à 2 000 μM (Attene‑Ramos et al., 2006).
Études in vivo
Des rats Sprague Dawley mâles (3 ou 4 animaux par temps d'observation) ont été exposés par voie nasale seulement à 0 ou 200 ppm (280 mg/m3) de sulfure d'hydrogène 3 heures par jour pendant 1 journée ou 5 jours consécutifs. Les caractéristiques anatomopathologiques et le profil d'expression génique des cellules de l'épithélium respiratoire nasal ont été examinés. Pour ce qui est des caractéristiques anatomopathologiques des cellules nasales, des lésions bénignes de l'épithélium respiratoire ont été observées chez les animaux après une exposition aiguë de 3 heures au sulfure d'hydrogène. Une infiltration de cellules inflammatoires a été observée 3 heures après l'exposition. Vingt-quatre heures après l'exposition, l'épithélium respiratoire s'était régénéré. Une disparition complète des lésions de l'épithélium respiratoire a été observée chez tous les animaux après 5 jours consécutifs d'exposition. Le profil d'expression génique des cellules de l'épithélium respiratoire nasal des rats a été établi à l'aide d'une puce à ADN. Les profils d'expression génique ont été générés 3, 6 et 24 heures après l'exposition initiale de 3 heures, et 24 heures après la dernière exposition. Les modifications de l'expression génique se sont d'abord traduites par une altération de la défense cellulaire et une inflammation, et plus tard par une prolifération cellulaire et une altération de la mobilité dépendante des microtubules. Dans l'ensemble, la modification de l'expression génique par le sulfure d'hydrogène s'est avérée avoir des effets sur la régulation du cycle cellulaire, la division cellulaire, le métabolisme et la réparation de l'ADN, la régulation de la protéine kinase et la biogenèse et l'organisation du cytosquelette (Roberts et al., 2008).
Aucune autre étude n'a été recensée.

Abbreviations: CI, confidence interval; GD, gestation day; OR, odds ratio; PM10, particulate matter less than or equal to 10 μm in diameter; PND, postnatal day; RER, respiratory exchange ratio; SD, standard deviation; LC50, median lethal concentration; LOAEC, lowest-observed-adverse-effect concentration; LOEC, lowest-observed-effect concentration; NOEC, no-observed-effect concentration

TableU B2. Études chez l'humain
Critère d'effetDoses d'effet les plus faibles/résultats
Effets oculairesL'OMS (WHO, 2000) a fait état d'un seuil d'irritation oculaire de 10 à 20 ppm (15 à 30 mg/m3) et de lésions oculaires graves à des doses de 50 à 100 ppm (70 à 140 mg/m3) d'après l'étude de Savolainen (1982). L'OMS (WHO, 2000) n'a pas présenté de renseignements détaillés.
Dans une collectivité située près d'une usine de papier et exposée dans l'environnement à une concentration annuelle moyenne de 6 μg/m3 de sulfure d'hydrogène (concentrations maximales quotidiennes de sulfure d'hydrogène atteignant 100 μg/m3) et exposée simultanément au méthylmercaptan et à des sulfures de méthyle, les cas d'irritation oculaire étaient 12 fois plus nombreux que dans les collectivités non exposées (Jaakkola et al., 1990).
Un groupe de travailleurs d'une usine de rayonne de viscose (123 hommes) exposés au sulfure d'hydrogène et/ou au disulfure de carbone pendant au moins un an et 67 témoins ont été invités à répondre à un questionnaire auto-administré comportant des questions sur les troubles oculaires. Chez les travailleurs de l'usine de rayonne de viscose, les niveaux d'exposition individuels au sulfure d'hydrogène et au disulfure de carbone ont été mesurés et variaient de 0,2 à 8,9 mg/m3 et de 4 à 112 mg/m3, respectivement. Les témoins n'étaient pas exposés au sulfure d'hydrogène, au disulfure de carbone ou à toute autre substance irritante en milieu de travail. Après ajustement pour tenir compte de l'âge et du tabagisme, les travailleurs de l'usine de rayonne de viscose qui étaient exposés à supérieur(e) à 5 mg/m3 de sulfure d'hydrogène étaient significativement plus nombreux que les témoins à se plaindre de troubles oculaires (Vanhoorne et al., 1995).
Autres études : Riffat et al., 1999.
Effets respiratoiresCMEO la plus faible : 0,5 ppm (0,7 mg/m3), d'après une diminution significative du quotient respiratoire chez des hommes « peu en forme » s'exerçant à une intensité maximale. Seize hommes volontaires en bonne santé et cinq femmes volontaires en bonne santé ont été exposés à 0, 0,5, 2 ou 5 ppm (0, 0,7, 2,8 et 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène par inhalation orale au cours d'exercices d'une intensité progressive, jusqu'à l'épuisement. Les exercices duraient 13 à 16 minutes. Les hommes ont été classés par ordre séquentiel selon leur absorption d'oxygène maximale relative (VO2 max) et répartis en deux groupes : « très en forme » (âge moyen de 24 ans ± 5,1 ÉT) et « peu en forme » (âge moyen de 26,3 ans ± 5,9 ÉT), tandis que les femmes (âge moyen de 23,8 ans ± 4,7 ÉT) n'ont pas été réparties. Les valeurs VO2 maximales moyennes dans les groupes « très en forme » et « peu en forme » étaient de 46,9 ± 3,9 ÉT ml/kg et de 36,9 ± 3,2 ÉT ml/kg par minute, respectivement. Un certain nombre de paramètres physiologiques et pulmonaires ont été mesurés à deux intensités d'exercice : submaximale et maximale. Dans le groupe « très en forme », l'exposition à 5 ppm se traduisait par une augmentation significative de la consommation absolue d'oxygène et de la concentration sanguine de lactate, et par une réduction significative du quotient respiratoire pendant les exercices d'intensité submaximale et maximale. Dans le groupe « peu en forme », une diminution significative du quotient respiratoire a été observée à 0,5, 2 et 5 ppm à l'intensité d'exercice maximale, et à 2 et 5 ppm à l'intensité d'exercice submaximale. À 5 ppm, une hausse significative de la concentration sanguine de lactate a été observée à toutes les intensités d'exercice, et une hausse significative de la consommation absolue d'oxygène a été observée à l'intensité d'exercice maximale. Dans le groupe de femmes, une augmentation significative de la consommation absolue d'oxygène et de la consommation relative d'oxygène a été observée à 5 ppm pendant les exercices d'intensité maximale. Le quotient respiratoire était significativement diminué à la dose de 5 ppm à toutes les intensités d'exercice (Bhambhani et Singh, 1985).
Autre dose d'effet : 2 ppm (2,8 mg/m3) chez 10 volontaires asthmatiques [7 femmes d'un âge moyen de 44,1 ans (31 à 61) et 3 hommes d'un âge moyen de 40,7 ans (33 à 50)] exposés à 2,8 mg/m3 de sulfure d'hydrogène pendant 30 minutes dans une chambre d'exposition. Les sujets souffraient d'asthme bronchique depuis 1 à 13 ans (moyenne de 3,7 années) et prenaient des médicaments. Ils n'ont pas pris de médicaments les 2 jours précédant l'étude. Aucune personne souffrant d'asthme grave n'a été incluse dans l'étude. La résistance des voies aériennes a augmenté de 26,3 % en moyenne, et la conductance spécifique des voies aériennes (SGaw) a diminué de 8,4 % en moyenne. Ces effets n'étaient pas statistiquement significatifs. La SGaw a diminué chez six sujets et augmenté chez quatre sujets. Chez deux des quatre sujets dont la SGaw a diminué, les modifications étaient supérieures à 30 % pour ce qui est de la résistance des voies aériennes et de la SGaw, ce qui indique une obstruction bronchique possible chez ces deux sujets. Trois des 10 sujets ont signalé des maux de tête après l'exposition. Aucune différence significative n'a été constatée pour ce qui est de la capacité vitale (CV), du volume expiratoire maximum-seconde (VEMS) et du débit maximal expiratoire (DME). Il y a lieu de noter que les chercheurs ont comparé seulement les résultats avant et après exposition, ils n'ont pas exposé les sujets à la fois aux conditions de traitement et aux conditions de contrôle, et ils n'ont pas utilisé de témoins non asthmatiques pour la comparaison. Les auteurs ont également examiné les effets respiratoires possibles associés au sulfure d'hydrogène chez 26 travailleurs masculins d'une usine de pâtes (âge moyen de 40,3 ans, intervalle de 22 à 60 ans). Parmi ces 26 travailleurs, 6 étaient des fumeurs, 4 avaient déjà eu des allergies et 5 étaient des sujets atopiques. Ces travailleurs étaient exposés au sulfure d'hydrogène au travail, à des concentrations comprises entre 1 et 11 ppm. Les auteurs ont comparé les effets respiratoires d'après la réaction aux tests standards de provocation à l'histamine réalisés après un congé ou une journée à l'extérieur du travail et à la fin de la journée de travail. Aucune modification statistiquement significative de la fonction respiratoire (CV, VEMS et réactivité des bronches) n'a été observée (Jappinen et al., 1990).
Autres CMEO : 2 ppm (2,8 mg/m3) d'après une réduction significative du quotient respiratoire chez des hommes volontaires en bonne santé (16 en tout, âge moyen de 25,2 ans ± 5,5 ÉT) exposés à 0, 0,5, 2 ou 5 ppm (0, 0,7, 2,8 ou 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène par inhalation orale pendant qu'ils effectuaient des exercices d'intensité progressive, jusqu'à épuisement. L'exposition a duré au moins 16 minutes. Les paramètres physiologiques ont été mesurés à trois intensités, à savoir deux intensités submaximales et une intensité maximale. Le quotient respiratoire était significativement réduit à 2 et 5 ppm pendant les exercices à intensité maximale et à 5 ppm pendant les exercices à intensité submaximale. L'absorption maximale d'oxygène (VO2 max) a augmenté de façon significative pendant les exercices à intensité maximale à 5 ppm. Les concentrations sanguines de lactate étaient significativement augmentées à toutes les intensités d'exercice chez les sujets exposés à 5 ppm de sulfure d'hydrogène. La fréquence cardiaque, la ventilation-minute et la puissance maximale n'ont pas été modifiées (Bhambhani et Singh 1991).
Des sujets en bonne santé (13 hommes d'un âge moyen de 24,7 ans ± 4,6 ÉT, 12 femmes d'un âge moyen de 22,0 ans ± 2,1 ÉT) ont été exposés à 0 ou 5 ppm (7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 30 minutes par inhalation orale pendant qu'ils effectuaient des exercices à 50 % de leur puissance aérobie maximale prédéterminée. Aucun effet significatif n'a été observé pour ce qui est des paramètres de la physiologie, de la perception ou du sang artériel. Les propriétés biochimiques des muscles squelettiques ont été analysées immédiatement après les exercices. Les taux de lactate, de lactate déshydrogénase et de cytochrome oxydase dans les muscles avaient diminué, mais pas de façon significative. Chez les hommes, la citrate synthase était significativement réduite à 5 ppm, ce qui, selon les auteurs, pourrait indiquer une inhibition du métabolisme aérobie (Bhambhani et al., 1994, 1996b).
Des sujets en bonne santé (9 hommes d'un âge moyen de 24,7 ans ± 6,4 ÉT, 10 femmes d'un âge moyen de 21,8 ans ± 3,0 ÉT) ont été exposé à 0 ou 10 ppm (14 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 15 minutes par inhalation orale pendant qu'ils effectuaient des exercices à 50 % de leur puissance aérobie maximale prédéterminée. Aucun effet significatif sur la fonction pulmonaire n'a été observé en ce qui concerne les variables calculées d'après la boucle débit-volume, le volume ventilatoire maximal et la capacité de diffusion des poumons pour le monoxyde de carbone (Bhambhani et al., 1996a).
Des sujets en bonne santé (15 hommes d'un âge moyen de 23,4 ans ± 5,2 ÉT, 13 femmes d'un âge moyen de 21,8 ans ± 3,0 ÉT) ont été exposés à 0 ou 10 ppm (14 mg/m3) de sulfure d'hydrogène pendant 30 minutes par inhalation orale pendant qu'ils effectuaient des exercices à 50 % de leur puissance aérobie maximale prédéterminée. Une diminution significative de l'absorption d'oxygène et une augmentation significative du quotient respiratoire et des concentrations sanguines de lactate ont été observées chez les hommes et les femmes à 10 ppm. Une augmentation statistiquement non significative des concentrations de lactate dans les muscles et une diminution statistiquement non significative de l'activité citrate synthase dans les muscles ont été observées (Bhambhani et al., 1997).
Autres études : Higashi et al., 1983; Jappinen et al., 1990; Richardson, 1995; Hessel et al., 1997; Buick et al., 2000; Campagna et al., 2004.
Effets neurologiquesUn groupe de 74 sujets en bonne santé (35 femmes et 39 hommes; âge moyen de 24,7 ans ± 4,2 ÉT; nombre moyen d'années de scolarité de 16,5 ± 2,4 ÉT) a été exposé à 0,05, 0,5 et 5 ppm (0,07, 0,7 et 7 mg/m3) de sulfure d'hydrogène dans un ordre aléatoire pendant 2 heures sur 3 semaines dans une chambre d'exposition. Il y a lieu de noter que les effets ont été comparés avant et après l'exposition pour chaque sujet, et qu'aucun groupe témoin non exposé n'était inclus dans l'étude. Les auteurs ont examiné plusieurs paramètres : cotes olfactives, fonction sensorielle (balancement postural, acuité visuelle et sensibilité visuelle aux contrastes), tests cognitifs (temps de réaction simple, test de performance continue, test du tapotement des doigts, test de substitution symbole-chiffre, test d'apprentissage verbal auditif). Des effets significatifs ont été observés pour ce qui est de la détection des odeurs, de l'irritation et de l'anxiété après l'exposition au sulfure d'hydrogène au fil du temps, à tous les niveaux d'exposition. Une diminution significative du rappel cognitif au test d'apprentissage verbal auditif a été observée à tous les niveaux d'exposition. Comme aucun autre effet significatif sur les mesures sensorielles ou cognitives n'a été observé, les auteurs ont suggéré que la diminution constatée de l'apprentissage verbal pouvait être due à la fatigue (Fiedler et al., 2008).
Dans une étude de cohorte, 103 sujets ont été exposés pendant 1 à 22 ans à de faibles concentrations de sulfure d'hydrogène dans l'environnement avant l'évaluation. Dans certains cas, les niveaux d'exposition n'étaient pas indiqués. Dans d'autres cas, l'exposition a été estimée d'après diverses concentrations mesurées. Certains sujets avaient été simultanément exposés à d'autres substances. Un certain nombre de déficits neurocomportementaux ont été constatés chez les sujets, notamment une altération de l'équilibre, du champ visuel, du temps de réaction de choix, de la différenciation des couleurs, de la force de préhension et du rappel verbal différé (Kilburn, 1997, 1999).
Dans une autre étude de cohorte, on a procédé à une évaluation neurocomportementale chez 19 sujets qui avaient été exposés pendant 20 minutes et 9 ans au sulfure d'hydrogène dans l'environnement (les niveaux d'exposition n'ont pas été quantifiés). L'évaluation a eu lieu entre 1,7 et 22 ans après l'exposition, et aucun des sujets n'avait perdu conscience à la suite de l'exposition. Une population témoin a été utilisée à des fins de comparaison. Les sujets exposés présentaient des déficits en ce qui concerne le temps de réaction, l'équilibre, le réflexe de clignotement, la sensibilité à la perception des couleurs, la performance visuelle, la force de préhension, l'audition et un certain nombre de paramètres cognitifs (Kilburn, 2003).
Autres études : Kilburn et Warshaw, 1995; Hirsch, 2002; Inserra, 2004; Farahat et Kishk, 2010.
Études de casUn certain nombre d'études de cas d'exposition au sulfure d'hydrogène ont été répertoriées, dans lesquelles les concentrations et les durées de l'exposition n'étaient habituellement pas quantifiées, et l'exposition simultanée à d'autres substances chimiques était fréquente. Parmi les effets signalés figuraient notamment les suivants : perte de conscience, mort, œdème pulmonaire, intracrânien et cérébral, bronchite hémorragique, douleurs thoraciques, détresse respiratoire, bradycardie, arythmies et irrégularités cardiaques, augmentation de la pression sanguine, cyanose, nausées, vomissements, céphalées, dyspnée, irritation des yeux et autres effets oculaires, notamment altération de la vision, photophobie et érosion de la cornée, irritation nasale, audition réduite, hémoptysie, effets neurologiques dont coma, convulsions, étourdissements, démence, capacité réduite à communiquer, attention et concentration réduites, altération de la mémoire, de la coordination, de la perception visuelle et de la fonction motrice, ataxie, atrophie cérébrale et irritabilité (Allyn, 1931; Ahlborg, 1951; McDonald et McIntosh, 1951; Spolyar, 1951; Breysse, 1961; Milby, 1962; Krekel, 1964; Adelson et Sunshine, 1966; Thoman, 1969; Simson et Simpson, 1971; Burnett et al., 1977; Osbern et Crapo, 1981; Hagley et South, 1983; Beauchamp et al., 1984; Arnold et al., 1985; Audeau et al., 1985; Deng et Chang, 1987; Luck et Kaye, 1989; Wasch et al., 1989; NIOSH, 1991; Parra et al., 1991; Tvedt et al., 1991a,b; Kilburn, 1993; Snyder et al., 1995; Hall et Rumack, 1997; Watt et al., 1997; Fenga et al., 2002; Kage et al., 2002, 2004; Nelson et Robinson, 2002; CSB, 2003; Hendrickson et al., 2004; Nam et al., 2004; Nikkanen et Burns, 2004; Smith et Cummins, 2004; Miyazato et al., 2013; Sastre et al., 2013).
Effets sur la reproduction et le développementDans une étude rétrospective menée chez des travailleurs du secteur pétrochimique en Chine, 2 853 travailleuses (raffineries de pétrole et usines de produits chimiques, de polyester, de résine, de tapis et de substances non chimiques), dont 1 620 femmes, ont déclaré avoir été exposées à des produits pétrochimiques. Un risque significativement accru d'avortements spontanés a été constaté chez les travailleuses fréquemment exposées aux produits pétrochimiques (RC = 2,7, IC à 95 % = 1,8-3,9). On a ajusté les données pour tenir compte de plusieurs facteurs confusionnels possibles : âge, niveau de scolarité, type d'usine, quart de travail, travail debout ou à genoux, intensité du bruit, niveau de poussière, exposition passive à la fumée de tabac et alimentation. L'évaluation des risques associés à l'exposition au sulfure d'hydrogène a donné un RC de 2,3 avec un IC à 95 % de 1,2 à 4,4. De plus, des RC élevés ont été obtenus pour le benzène (RC = 2,5; IC à 95 % = 1,7-3,7) et l'essence (RC = 1,8; IC à 95 % = 1,1-2,9). Cependant, aucune information sur l'exposition pendant le premier trimestre n'était disponible. Les rapports de cotes pour les autres effets n'ont pas été étudiées (Xu et al., 1998).
Effets sur le neurodéveloppement
Dans une étude de cas, un enfant de 20 mois a été exposé à au moins 0,6 ppm (0,84 mg/m3) de sulfure d'hydrogène et à d'autres substances chimiques non précisées émises par une mine de charbon pendant près de 1 an. L'enfant a été admis à l'hôpital en raison d'une ataxie, d'une choréo-athétose, d'une dystonie et d'une incapacité à se tenir debout, et l'imagerie du cerveau évoquait une encéphalopathie toxique. Peu après son admission, l'enfant a récupéré de façon spontanée. Dix semaines après son admission, l'ataxie s'était résorbée et les mouvements choréo-athétoïdes avaient diminué. Une deuxième imagerie du cerveau a donné des résultats normaux (Gaitonde et al., 1987).
Étude épidémiologiqueIl existe un certain nombre d'études épidémiologiques écologiques, d'études dans la collectivité et d'études sur des usines de sulfate. Les niveaux d'exposition n'étaient habituellement pas quantifiés, et l'exposition simultanée à d'autres substances chimiques était courante. Dans la plupart des cas, les données étaient insuffisantes pour permettre de tirer des conclusions quant à d'éventuelles corrélations entre l'exposition au sulfure d'hydrogène et des effets sur la santé. Parmi les effets sur la santé évalués, mentionnons la mortalité, les cataractes, divers troubles touchant la conjonctive, les orbites, le système nerveux, les organes sensoriels et l'appareil respiratoire, et les cancers (Burnett et al., 1977; Hemminki et Niemi, 1982; Arnold et al., 1985; Schechter et al., 1989; Jaakkola et al., 1990; Jappinen et Tola, 1990; Haahtela et al., 1992; Marttila et al., 1994a,b, 1995; Kilburn et Warshaw, 1995; Partti-Pellinen et al., 1996; Bates et al., 1997, 1998, 2002; Legator et al., 2001; Lewis et al., 2003; Thorn et Beiger, 2004).

Abbreviations: CI, confidence interval; GD, gestation day; OR, odds ratio; PM10, particulate matter less than or equal to 10 μm in diameter; PND, postnatal day; RER, respiratory exchange ratio; SD, standard deviation; LC50, median lethal concentration; LOAEC, lowest-observed-adverse-effect concentration; LOEC, lowest-observed-effect concentration; NOEC, no-observed-effect concentration

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