Évaluation préalable

Groupe de substances azoïques aromatiques et à base de benzidine
Certains colorants directs azoïques et colorants réactifs azoïques

Environnement Canada
Santé Canada
Avril 2015

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Table des matières

• Liste des tableaux
• Synopsis
• 1. Introduction
• 2. Identité des substances
  • 2.1 Sélection des analogues pour la déduction de données et utilisation de modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA)
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources et utilisations
  • 4.1 Sources
  • 4.2 Utilisations
• 5. Devenir dans l'environnement
  • 5.1 Rejets dans l'eau et les sédiments
  • 5.2 Rejets dans le sol
  • 5.3 Rejets dans l'atmosphère
  • 5.4 Persistance dans l'environnement
    • 5.4.1 Données empiriques sur la persistance
    • 5.4.2 Modélisation de la persistance
    • 5.4.3 Hydrolyse
    • 5.4.4 Résumé de la persistance
  • 5.5 Potentiel de bioaccumulation
    • 5.5.1 Coefficient de partage octanol-eau
    • 5.5.2 Facteurs de bioconcentration aquatique
    • 5.5.3 Autres facteurs pour évaluer le potentiel de bioaccumulation
    • 5.5.4 Résumé du potentiel de bioaccumulation
• 6. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 6.1 Évaluation des effets sur l'environnement
    • 6.1.1 Études empiriques pour le milieu aquatique
    • 6.1.2 Études empiriques concernant d'autres milieux naturels
  • 6.2 Calcul de la concentration estimée sans effet
    • 6.2.1 Calcul de la concentration estimée sans effet pour le milieu aquatique
    • 6.2.2 Résumé des effets écologiques
  • 6.3 Évaluation de l'exposition de l'environnement
    • 6.3.1 Rejets dans l'environnement
    • 6.3.2 Détermination des scénarios d'exposition écologique importants
    • 6.3.3 Concentrations environnementales estimées
  • 6.4 Caractérisation des risques pour l'environnement
    • 6.4.1 Analyses probabilistes des risques pour le milieu aquatique
    • 6.4.2 Analyse du quotient de risque du sol
    • 6.4.3 Discussion sur le poids de la preuve et la conclusion de la caractérisation des risques pour l'environnement
    • 6.4.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement
• 7. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
  • 7.1 Évaluation de l'exposition
    • 7.1.1 Milieux naturels et aliments
    • 7.1.2 Produits de consommation
    • 7.1.3 Incertitudes liées à l'évaluation de l'exposition humaine
  • 7.2 Évaluation des effets sur la santé
    • 7.2.1 Colorants directs azoïques
    • 7.2.2 Colorants réactifs azoïques
    • 7.2.3 Incertitudes liées à l'évaluation des effets sur la santé
  • 7.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
    • 7.3.1 Colorants directs azoïques
    • 7.3.2 Colorants réactifs azoïques
    • 7.3.3 Incertitudes de la caractérisation des risques pour la santé humaine
    • 7.3.4 Colorants directs azoïques ayant des effets préoccupants
• 8. Conclusion
• Références
• Annexes

Liste des tableaux

• Tableau 2-1 : Description et structure chimique représentative de cinq colorants directs monoazoïques
• Tableau 2-2 : Identités des cinq colorants directs monoazoïques
• Tableau 2-3 : Description et structure chimique représentative des 37 colorants directs disazoïques
• Tableau 2-4 : Identités des 37 colorants directs disazoïques
• Tableau 2-5 : Description et structure chimique représentative des 19 colorants directs polyazoïques
• Tableau 2-6 : Identités des 19 colorants directs polyazoïques
• Tableau 2-7 : Description et structure chimique représentative des huit colorants réactifs azoïques
• Tableau 2-8 : Identités des huit colorants réactifs azoïques
• Tableau 2-9 : Identification des deux analogues pour les colorants directs polyazoïques et paramètres à utiliser pour éclairer le devenir dans l'environnement et le potentiel de causer des effets écologiques nocifs
• Tableau 3-1 : Résumé des données expérimentales relatives aux propriétés physiques et chimiques du sous-ensemble des colorants directs monoazoïques
• Tableau 3-2 : Résumé des données expérimentales relatives aux propriétés physiques et chimiques du sous-ensemble des colorants directs disazoïques
• Tableau 3-3 : Résumé des données expérimentales relatives aux propriétés physiques et chimiques du sous-ensemble des colorants directs polyazoïques
• Tableau 3-4 : Résumé des données expérimentales relatives aux propriétés physiques et chimiques pour les colorants réactifs azoïques
• Tableau 4-1 : Fourchettes liées aux quantités annuelles importées relevées par l'enquête en vertu de l'article 71 pour l'année 2010 (Canada, 2011)
• Tableau 4-2 : Liste des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques présentant une activité commerciale récente au Canada d'après l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organics Pigments Manufacturers (communication personnelle, courriel de l'ETAD à Environnement Canada, août 2010; source non citée)
• Tableau 4-3 : Résumé des principales utilisations du Reactive Black 5 et de certains colorants directs azoïques au Canada, en fonction des codes des produits à usage domestique et commercial (indiqués entre parenthèses) indiquées en réponse à l'enquête menée en vertu de l'article 71 (Canada, 2011; Environnement Canada, 2012)
• Tableau 5-1 : Données expérimentales sélectionnées concernant la biodégradation des colorants directs azoïques dans des conditions aérobies avec un milieu bactérien contrôlé
• Tableau 5-2 : Données expérimentales sélectionnées concernant la biodégradation des colorants réactifs azoïques dans des conditions aérobies avec un milieu bactérien contrôlé
• Tableau 5-3 : Données expérimentales sélectionnées concernant la biodégradation des colorants directs azoïques dans des conditions anaérobies
• Tableau 5-4 : Données expérimentales sélectionnées concernant la biodégradation des colorants réactifs azoïques dans des conditions anaérobies
• Tableau 6-1 : Données empiriques sélectionnées concernant la toxicité pour les organismes aquatiques des substances représentatives du sous-groupe des colorants directs azoïques
• Tableau 6-2 : Données empiriques sélectionnées concernant la toxicité pour les organismes aquatiques des substances représentatives du sous-groupe des colorants réactifs azoïques
• Tableau 6-3 : Valeurs de paramètre utilisées dans les calculs de la répartition probabiliste de la CEE aquatique
• Tableau 6-4 : CEE aquatiques pour les colorants directs azoïques et les réactifs azoïques pour les trois principaux scénarios d'exposition industrielle
• Tableau 7-1 : Résumé des estimations de l'exposition à certains colorants directs azoïques
• Tableau 7-2 : Résumé des résultats des essais de clivage réducteur des liaisons azoïques
• Tableau 7-3 : Résumé des données de génotoxicité disponibles pour les colorants directs azoïques
• Tableau 7-4 : Aperçu des seuils d'effets critiques pour la santé par voie orale pour les colorants directs azoïques (mg/kg p.c. par jour)
• Tableau 7-5 : Aperçu des seuils d'effets critiques pour la santé par voie cutanée pour les colorants directs azoïques (mg/kg p.c. par jour)
• Tableau 7-6 : Marges d'exposition pour les 14 colorants directs azoïques utilisés dans les textiles

Sommaire

Conformément aux articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 61 colorants directs azoïques et 8 colorants réactifs azoïques. Ces 69 substances constituent deux sous-groupes du groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine évaluées dans le cadre de l'Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques du gouvernement du Canada d'après leur similarité structurale et leurs applications. Ces substances figurent parmi celles qui ont été jugées prioritaires pour une évaluation, car elles répondaient aux critères de catégorisation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE (1999) et/ou étaient considérées comme prioritaires en raison d'autres préoccupations relatives à la santé humaine.

Le numéro d’enregistrement du Chemical Abstracts Service (NE CAS)^{Note de bas de page[1]}, le nom figurant dans la Liste intérieure et le nom générique figurant dans le Colour Index (C.I.) sont présentés pour les 69 substances dans les tableaux suivants, par sous-groupe.

Les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques ne devraient pas être produits de façon naturelle dans l'environnement. Aucune fabrication de l'une de ces substances en quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg/an n'a été déclarée au Canada dans les réponses aux enquêtes menées récemment en application de l'article 71 de la LCPE (1999). Sept substances (six colorants directs azoïques et un colorant réactif azoïque) ont été déclarées comme ayant été importées en quantité supérieure à ce seuil de déclaration de 100 kg/an. Certaines de ces substances font également partie de celles définies comme étant utilisées dans des produits offerts aux consommateurs sur le marché canadien. Les colorants directs azoïques sont généralement utilisés pour colorer des textiles, du cuir et du papier. Les colorants réactifs azoïques sont principalement utilisés dans l'industrie textile pour teindre les fibres cellulosiques comme le coton et la rayonne.

Environnement

Tous les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques présentent une solubilité dans l'eau, généralement largement supérieure à 1 g/L. Lorsqu'on examine les rejets potentiels dans l'eau, les sédiments et le sol et les propriétés physiques et chimiques de ces substances, on s'attend à ce que les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques demeurent dans la colonne d'eau pendant des périodes relativement longues en raison de leur hydrophilicité. Ils finiront par s’associer, par l'entremise d'interactions électrostatiques, aux solides suspendus, aux sédiments ou particules du sol. Les données expérimentales et modélisées disponibles sur la dégradation abiotique et biotique des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques indiquent que ces substances peuvent persister dans l'eau, les sédiments et le sol. Dans les milieux anaérobies (p. ex., les couches anoxiques de sédiments), il est possible que ces substances se dégradent en amines aromatiques par suite de la rupture des liaisons azoïques en conditions anaérobies ou réductrices.

Il existe peu de données expérimentales; cependant, l'information sur les coefficients de partage octanol-eau et les facteurs de bioconcentration chez les poissons indiquent que ces substances ne devraient vraisemblablement pas présenter de potentiel de bioconcentration ou de bioaccumulation dans les organismes aquatiques.

Il existe une vaste gamme de données sur la toxicité aiguë des colorants directs azoïques (concentration létale médiane [CL50] de 75 à supérieur(e) ou égal(e) à 1 000 mg/L). La CL50 la plus faible, soit 75 mg/L, a été observée chez la truite arc-en-ciel après 48 h. On a constaté que les colorants réactifs azoïques entraînaient des effets chez les organismes aquatiques à de faibles concentrations. L'invertébré aquatique Daphnia magna était plus sensible que les diverses espèces de poissons étudiées. Les différences étaient encore plus prononcées lorsque la durée d'exposition (jusqu'à 21 jours) était augmentée. La reproduction des daphnies était le paramètre le plus sensible, avec une concentration sans effet observé après 21 jours et une concentration minimale avec effet observé de 1,25 et 2,5 mg/L, respectivement. Il n'existe pas de données sur la toxicité dans le sol et les sédiments pour ces substances.

Les analyses d'exposition aquatique ont été menées pour des scénarios représentant des rejets environnementaux majeurs qui pourraient survenir en raison d'activités industrielles au cours desquelles des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques sont utilisés. La probabilité que les concentrations environnementales estimées dépassent les concentrations estimées sans effet pour les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques a été jugée faible.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques évalués présentent un faible risque d'effets nocifs sur les organismes et sur l'intégrité globale de l'environnement. On conclut que les 61 colorants directs azoïques et les 8 colorants réactifs azoïques ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, et à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

Santé humaine

Colorants directs azoïques

Pour la population générale du Canada, les milieux naturels ne sont pas considérés comme étant une source importante d'exposition aux colorants directs azoïques. Par conséquent, le risque pour la santé humaine provenant de cette source est considéré comme étant faible. Parmi les 61 colorants directs azoïques, 18 ont été recensés comme étant utilisés dans des produits offerts aux consommateurs sur le marché canadien. Ces colorants sont le Direct Black 56; le Direct Blue 71; le Direct Green 28; le Direct Orange 26; le Direct Orange 39; le Direct Red 31; le Direct Red 81, sel de triéthanolamine; le Direct Violet 51; le Direct Yellow 11; le Direct Yellow 11, sel de lithium; le Direct Yellow 12; le Direct Yellow 28; le Direct Yellow 34; le Direct Yellow 50; NE CAS 28706-21-0; 71033-21-1; 83221-56-1 et 84878-17-1.

Les marges entre les estimations de l'exposition de 14 des colorants directs azoïques (Direct Black 56; Direct Green 28; Direct Orange 26; Direct Orange 39; Direct Red 81, sel de triéthanolamine; Direct Violet 51; Direct Yellow 28; Direct Red 31; Direct Yellow 12; Direct Yellow 50; NE CAS 28706-21-0; 71033-21-1; 83221-56-1 et CAS 84878-17-1) utilisés comme colorants dans les textiles et les seuils d'effets critiques sur la santé ont été jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données des effets sur la santé et l'exposition.

L'exposition à neuf des colorants directs azoïques (Direct Black 56; Direct Red 31; Direct Red 81, sel de triéthanolamine; Direct Yellow 12; Direct Yellow 50; NE CAS 28706-21-0; 71033-21-1; 83221-56-1 et 84878-17-1) utilisés à titre de colorants dans des articles en cuir est considérée comme une exposition à court terme et intermittente. Par conséquent, on estime que les marges d'exposition calculées pour ces colorants utilisés dans les textiles protègent les personnes qui utilisent des articles en cuir.

L'utilisation de sept colorants directs azoïques (Direct Blue 71; Direct Red 31; Direct Yellow 11; Direct Yellow 11, sel de lithium; Direct Yellow 12; Direct Yellow 34 et Direct Yellow 50) a été recensée dans la teinture de papiers. On reconnaît que les jeunes enfants peuvent parfois être exposés à ces colorants par l'ingestion accidentelle de produits de papier. Toutefois, les données disponibles n'indiquent pas que la toxicité aiguë puisse être une source de préoccupation pour la santé en ce qui concerne les colorants directs azoïques. Par conséquent, le risque pour les jeunes enfants découlant de l'exposition à ces colorants dans les produits de papier est considéré comme faible.

L'exposition au Direct Blue 71 et au Direct Yellow 11, sel de lithium, utilisés comme colorants dans les matériaux d'emballage alimentaire ne devrait pas être importante. Par conséquent, le risque pour la santé humaine est considéré comme faible pour cette utilisation.

Pour les colorants directs azoïques restants, les renseignements disponibles n'ont pas permis de déterminer de sources d'exposition actuelles pour la population générale du Canada. Par conséquent, aucun risque pour la santé humaine n'est prévu pour ces substances.

Certains des colorants directs azoïques figurant dans la présente évaluation ont des effets préoccupants d'après la cancérogénicité potentielle.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, on conclut que les colorants directs azoïques susmentionnés ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), 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.

Colorants réactifs azoïques

Pour la population générale du Canada, les milieux naturels ne sont pas considérés comme étant une source importante d'exposition aux colorants réactifs azoïques. Par conséquent, le risque pour la santé humaine provenant de cette source est considéré comme étant faible. On ne s'attend pas à ce que l'utilisation du Reactive Black 5, du Reactive Black 158 et du Reactive Blue 225 comme colorants liés par covalence dans les textiles soit une source importante d'exposition. Par conséquent, le risque pour la santé humaine est considéré comme faible pour ces substances. Pour les cinq colorants réactifs azoïques restants, les renseignements disponibles n'ont pas permis de déterminer de sources d'exposition actuelles pour la population générale du Canada. Par conséquent, aucun risque pour la santé humaine n'est prévu pour ces substances.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, on conclut que les colorants réactifs azoïques évalués dans cette évaluation ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), 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. 

Conclusion générale

On conclut que les 61 colorants directs azoïques et les 8 colorants réactifs azoïques évalués ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

1. Introduction

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999), les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine. L'Initiative des groupes de substances constitue un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Le groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine comprend 358 substances qui ont été déclarées prioritaires pour une évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation en vertu de l'article 73 de la LCPE (1999) ou étaient considérées comme prioritaires en raison de préoccupations relatives à la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada, 2007). D'autres administrations ont déterminé que certaines substances de ce groupe de substances représentent une source de préoccupations en raison du risque de clivage des liaisons azoïques, qui peut mener à la libération d'amines aromatiques connues pour être cancérogènes ou génotoxiques, ou susceptibles de l'être.

Bien que bon nombre de ces substances présentent des caractéristiques structurelles communes et des usages fonctionnels similaires comme teintures ou pigments dans plusieurs secteurs, nous avons tenu compte de la diversité au sein de ce groupe de substances en établissant des sous-groupes. L'établissement de sous-groupes en fonction de leurs similitudes structurelles, de leurs propriétés physiques et chimiques, ainsi que de leurs utilisations et applications fonctionnelles communes permet de tenir compte de la variabilité au sein de ce groupe de substances et de mettre en œuvre des approches propres aux sous-groupes dans le cadre des évaluations préalables. La présente évaluation préalable vise les substances qui appartiennent aux sous-groupes des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques. Nous avons également tenu compte des produits issus du clivage des liaisons azoïques (amines aromatiques), qui constituent un élément clé de l'évaluation des risques pour la santé humaine dans chaque sous-groupe. Certaines amines aromatiques, communément appelées amines aromatiques figurant sur EU22 , ainsi que les colorants azoïques connexes font l'objet de restrictions dans d'autres pays (Union européenne, 2006). Des renseignements sur l'approche de création de sous-groupes pour le groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine en vertu du Plan de gestion des produits chimiques, ainsi que des renseignements généraux additionnels et le contexte réglementaire, figurent dans un document distinct préparé par le gouvernement du Canada (Environnement Canada et Santé Canada, 2013).

Les évaluations préalables sont axées sur les renseignements permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999). Pour ce faire, les renseignements scientifiques sont examinés afin de tirer des conclusions d'après le poids de la preuve et l'utilisation du principe de prudence^{Note de bas de page[2]}. La présente évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les dangers, les utilisations et l'exposition, ainsi que des renseignements supplémentaires soumis par les intervenants. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu'en août 2013. Les données empiriques obtenues d'études clés, ainsi que certains résultats de modélisation ont servi à formuler des conclusions Lorsque disponibles et pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d'autres instances ont été utilisés.

L'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Elle fait plutôt état des études et des éléments de preuve les plus importants pour appuyer la conclusion.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs et d'une consultation de ces derniers. M. Harold Freeman, Ph. D. (NorthCarolina State University, États-Unis) et Mme Gisela Umbuzeiro, Ph. D. (University of Campinas, Brésil) ont fourni des commentaires sur les parties techniques concernant l'environnement. M. Harold Freeman, Ph. D. (NorthCarolina State University, États-Unis), David Josephy, Ph. D. (Université Guelph, Canada), Michael Bird, Ph. D. (Université d'Ottawa, Canada) et Kannan Krishnan, Ph. D. (Université de Montréal, Canada) ont fourni des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine. De plus, une ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que des commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont présentées ci-après.

2. Identité des substances

La présente évaluation préalable cible 69 substances qui appartiennent à deux sous-groupes faisant partie du groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine. Ces sous-groupes reposent sur les similarités structurelles et les applications semblables : colorants directs azoïques et colorants réactifs azoïques.

Ces sous-groupes se basent sur les similarités structurelles et les applications semblables. Le sous-groupe des colorants directs azoïques comprend trois sous-ensembles basés sur le nombre de groupes fonctionnels azoïques : colorant acide monoazoïque (un groupe fonctionnel azoïque), disazoïque (deux groupes fonctionnels azoïques) et polyazoïque (trois ou quatre groupes fonctionnels azoïques, connus sous le nom de trisazoïque et de tétrakisazoïque, respectivement). À des fins écologiques, les colorants directs monoazoïques, disazoïques et polyazoïques sont abordés séparément lorsque les données sont suffisantes, car on observe une certaine variation dans les masses moléculaires, dans certaines propriétés physiques et chimiques et écotoxicités des substances de ces trois sous-ensembles. Les colorants réactifs azoïques sont abordés ensemble en raison de leurs similarités en matière de propriétés physiques et chimiques et d'utilisation.

Les sous-ensembles et les identités de chaque colorant direct azoïque de chaque sous-ensemble sont présentés aux tableaux 2-1 à 2-6. Les identités de chaque colorant réactif azoïque sont présentées aux tableaux 2-7 à 2-8. Lorsqu'il est disponible, un nom du Colour Index (C.I.) ou un nom commun reconnu est utilisé pour déterminer la substance. Si ces termes ne sont pas disponibles, le numéro de registre CAS (n^o CAS) est utilisé en tant que principal identifiant. On peut obtenir une liste d'autres noms de produits chimiques (p. ex. les noms commerciaux) du National Chemical Inventories (NCI, 2012). On présente les valeurs provenant du système SMILES (Simplified Molecular Input Line Entry System) pour ces substances dans le document à l'appui (Environnement Canada et Santé Canada 2013b).

De plus amples renseignements sur l'identité de ces substances peuvent être consultés à l'annexe A (tableau A1 à A4).

2.1 Sélection des analogues et utilisation de modèles de relations quantitatives structure-activité [R(Q)SA]

Des lignes directrices relatives à l'utilisation des méthodes de déduction de données à partir d'analogues ont été élaborées par divers organismes comme l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE 2014). Elles ont été appliquées dans le cadre de divers programmes de réglementation, y compris le Programme des substances existantes de l'Union européenne (UE). Le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013) fournit la méthode de sélection des analogues, ainsi que l'utilisation des modèles sur les relations (quantitatives) structure-activité [R(Q)SA] pour les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques. En ce qui concerne la caractérisation des effets sur la santé humaine, nous documentons le motif de l'utilisation d'analogues ou des données de modélisation R(Q)SA dans la section de l'Évaluation des effets sur la santé du présent rapport.

Deux analogues ont été utilisés pour éclairer l'évaluation écologique et ont été choisis en fonction de la disponibilité des données empiriques utiles concernant la similarité structurelle, les propriétés physiques et chimiques et la réactivité. Ces données ont été utilisées au besoin comme données déduites à partir des analogues pour les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques en cas de manque de données empiriques, ou à titre de soutien au poids de la preuve concernant les données empiriques existantes. Bien que les données déduites à partir d'analogues soient utilisées de préférence afin de combler les lacunes en matière de données pour les substances dans cette évaluation, l'applicabilité des modèles RQSA pour les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques est déterminée au cas par cas.

Les deux analogues utilisés afin d'éclairer cette évaluation sont présentés au tableau 2-9, ainsi qu'une indication des données possibles déduites à partir des analogues pour les différents paramètres.

3. Propriétés physiques et chimiques

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

Plusieurs propriétés physiques et chimiques des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques -- notamment le point de fusion, l'hydrosolubilité, la taille, le coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) et la constante de dissociation acide (pKa) -- sont importantes en termes d'évaluation liée à l'écologie et à la santé humaine. Un résumé des propriétés expérimentales physiques et chimiques liées au devenir dans l'environnement et à l'écotoxicité des colorants directs monoazoïques, disazoïques et polyazoïques (et des deux analogues directs polyazoïques) est présenté aux tableaux 3-1, 3-2 et 3-3, respectivement. Un résumé des données expérimentales relatives aux propriétés physiques et chimiques concernant le devenir dans l'environnement et l'écotoxicité des colorants réactifs azoïques est présenté au tableau 3-4. En effet, nous avons choisi les valeurs déterminantes, y compris les points de données uniques moyens (p. ex. le point de fusion et le point de décomposition) ou une gamme de valeurs, pour représenter les propriétés de chaque sous-ensemble ou sous-groupe. De plus, des renseignements détaillés sur ces propriétés se trouvent dans les tableaux A5 et A6 de l'annexe A du présent rapport.

Les colorants directs azoïques dans la présente évaluation présentent un large éventail de masses moléculaires (de 584 à 1 397 g/mol), alors que celles des colorants réactifs azoïques sont relativement plus resserrées (de 738 à 1 015 g/mol). La plupart des colorants directs azoïques et réactifs azoïques sont des molécules anioniques complexes qui ont tendance à se dissocier à des pH pertinents sur le plan environnemental et sont hautement solubles dans l'eau (hydrosolubilités comprises entre 0,02 et 190 g/L) en raison de la présence de groupements fonctionnels solubilisant (Hunger, 2003; tableaux 3-1 à 3-4). En général, les interactions moléculaires entre les colorants directs et le milieu d'application se font par l'intermédiaire d'interactions de van der Waals relativement faibles, entraînant une faible résistance à l'humidité. À l'inverse, les colorants réactifs peuvent réagir chimiquement avec des groupes fonctionnels dans le milieu d'application pour former une liaison covalente entre la molécule de colorant et le textile. En conséquence, les colorants réactifs présentent une résistance à l'humidité élevée.

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques contiennent des groupes fonctionnels, comme l'acide sulfonique et l'acide carboxylique, qui accroissent leur solubilité. Étant donné leur caractère hydrophile et ionique, comme démontré par la faiblesse des valeurs de pKa (un indicateur de dissociation acide), on estime que les colorants directs azoïques et réactifs azoïques présentent de très faibles valeurs expérimentales de log K_oe (voire négatives).

Les colorants réactifs azoïques ont tendance à présenter des masses moléculaires légèrement plus élevées et des hydrosolubilités plus faibles que les colorants directs azoïques, mais aucune autre différence apparente dans leurs propriétés physiques et chimiques. Les diamètres transversaux et l'hydrosolubilité plus faible sont abordés de manière plus approfondie à la section 5.5.

Semblables aux autres colorants azoïques, les colorants directs azoïques et réactifs azoïques peuvent subir une tautomérisation entre les formes azoïques et hydrazones. Cette tautomérisation est bien connue pour les colorants azoïques, où un groupe hydroxyle et la liaison azoïque sont présents en position ortho ou para. Les formes tautomères peuvent différer sur le plan de la couleur, des propriétés liées au rendement, du profil toxicologique et du pouvoir tinctorial (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Toutefois, le niveau auquel ce processus a une incidence sur le devenir et le comportement de ces substances dans l'environnement ainsi que sur leurs propriétés et leurs processus toxicologiques n'est pas bien compris.

4. Sources et utilisations

4.1 Sources

Tous les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques faisant l'objet de cette évaluation sont d'origine anthropique et ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement.

Au cours des dernières années (de 2005 à aujourd'hui), on a ajouté les 69 substances relevées dans la présente évaluation préalable aux enquêtes effectuées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999). Ces enquêtes visaient à recueillir des renseignements sur les activités de fabrication et d'importation au Canada, avec un seuil de déclaration de 100 kg/an.

Aucune activité de fabrication n'a été recensée au Canada pour ces substances, mais six colorants directs azoïques et un colorant réactif azoïque ont été déclarés comme importés au Canada au-dessus du seuil de 100 kg/an (Canada, 2011). Les quantités importées pour ces sept substances sont fournies au tableau 4-1.

On a recensé au Canada l'utilisation de quatorze substances, y compris quatre des sept substances au tableau 4-1, en 2010 (se reporter au tableau 4-2), d'après les renseignements soumis par l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers(ETAD) (communication personnelle, courriel de l'ETAD à Environnement Canada, août 2010; source non citée).

4.2 Utilisations

Les colorants directs azoïques sont généralement utilisés pour teindre du papier, du coton, de la rayonne, du lin, du jute, du chanvre, de la soie et des matières textiles à base de polyamide ainsi que pour la teinture par lots du cuir (HSDB, 1983- ; Ishikawa et al., 2008; Kirk-Othmer, 2010; CII, 2013).

Les colorants réactifs azoïques sont principalement utilisés dans l'industrie textile pour teindre les fibres cellulosiques comme le coton et la rayonne, mais peuvent également être utilisés pour teindre de la laine, de la soie, du polyamide et du cuir (Ishikawa et al., 2008; Kirk-Othmer, 2010).

Le tableau 4-3 présente un résumé des principales utilisations au Canada de certaines substances abordées dans la présente évaluation préalable d'après les codes des produits à usage domestique et commercial soumis en réponse à une enquête menée récemment en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Canada, 2011; Environnement Canada, 2012).

Au Canada, les colorants alimentaires sont réglementés en tant qu'additifs alimentaires en vertu du Règlement sur les aliments et drogues (Canada, 1978). Les couleurs qui sont autorisées pour une utilisation dans la nourriture sont énumérées dans la Liste des colorants autorisés, incorporée par renvoi dans l'Autorisation de mise en marché d'additifs alimentaires comme colorants publiée en vertu de la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 1985). Aucune des 69 substances relevées dans la présente évaluation préalable ne figure sur la Liste des colorants autorisés, à titre de colorants alimentaires autorisés.

L'utilisation dans les emballages alimentaires de deux colorants directs azoïques a été recensée au Canada. Le Direct Blue 71 a été recensé comme composé des encres et des colorants pour les matériaux d'emballage des aliments. Le Direct Yellow 11, sel de lithium, a été recensé comme composé d'un colorant pouvant être utilisé dans un matériau en carton destiné à emballer des aliments (communications personnelles, courriels de la Direction des aliments [Santé Canada] au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée).

Les colorants autorisés dans la fabrication de médicaments au Canada sont régis en vertu du titre 1 de la partie C du Règlement sur les aliments et drogues (Canada, 1978). Aucune des substances de la présente évaluation préalable n'est répertoriée à titre de colorant autorisé dans les médicaments ou n'est présent dans les produits pharmaceutiques, les médicaments vétérinaires ou les produits biologiques au Canada (communication personnelle, courriel de la Direction des produits thérapeutiques [Santé Canada] au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée; communication personnelle, courriel de la Direction des médicaments vétérinaires [Santé Canada] au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée; communication personnelle, courriel de la Direction des produits biologiques et thérapies génétiques [Santé Canada] au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée).

Aucun des colorants directs azoïques ou réactifs azoïques ne figure dans la base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels en tant qu'ingrédient pour utilisation dans les produits de santé naturels ou dans la base de données des produits de santé naturels homologués en tant que produits présents dans les produits de santé naturels actuellement homologués (BDIPSN, 2011; BDPSNH, 2011).

En se fondant sur les informations soumises en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, aucune des substances dans cette évaluation préalable ne sont utilisées dans certains produits cosmetiques au Canada (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation [Santé Canada] au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes [Santé Canada], 2011; source non citée). Ces substances ne figurent sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou simplement « liste critique »), un outil administratif que Santé Canada utilise pour faire savoir aux fabricants et à d'autres intervenants que certaines substances, si elles sont présentes dans un cosmétique, peuvent contrevenir à l'interdiction générale prévue à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2011b).

Aucune utilisation de colorants directs azoïques ou réactifs azoïques comme formulant de produits de formulation homologués au Canada n'a été répertoriée (communication personnelle, courriel de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire [Santé Canada] au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée).

En outre, aucune utilisation des substances abordées dans la présente évaluation préalable dans des applications militaires n'a été recensée au Canada (communication personnelle, courriel du ministère de la Défense nationale au Bureau de gestion du risque [Santé Canada], 2011; source non citée).

5. Devenir et comportement dans l'environnement

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

Comme l'explique le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), les modèles de devenir dans l'environnement avec bilan massique, comme le modèle « Equilibrium Criterion » (nouvel EQC 2011), ne s'appliquent pas aux colorants azoïques fortement ioniques (p. ex. les colorants directs azoïques et réactifs azoïques); par ailleurs, leur utilisation avec ces substances ne serait pas conforme à la bonne pratique de modélisation pour les modèles multimédia (Buser et al., 2012). Par conséquent, nous examinons le devenir dans l'environnement et la compartimentalisation de ces substances de façon qualitative à l'aide de données sur leurs propriétés physiques et chimiques.

5.1 Rejets dans l'eau et les sédiments

Les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques sont très hydrosolubles et ont une affinité intrinsèque élevée pour les substrats cellulosiques, ce qui entraîne des taux de fixation élevés (ETAD, 1995; Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Étant donné un niveau d'émission constant et continu dans l'eau, une grande part des colorants ioniques demeurera dans la colonne d'eau en raison de leur très forte hydrosolubilité. Avec le temps, les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques pourraient se lier aux matières organiques en suspension par l'intermédiaire d'interactions électrostatiques pour finir par se déposer dans les sédiments du lit ou les boues d'épuration (ETAD, 1995).

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

5.2 Rejets dans le sol

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques peuvent être rejetés indirectement dans le sol par l'épandage de biosolides sur des terres agricoles. Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques présentent une affinité intrinsèque élevée avec les substrats chargés positivement, avec une polarité relativement élevée et une persistance élevée. La persistance est difficile à évaluer en raison de son caractère dépendant à l'égard de conditions limites très variables (p. ex. pH) (Zaharia et Suteu, 2012).

5.3 Rejets dans l'atmosphère

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques ne devraient pas être libérés dans l'air et, par conséquent, ne devraient pas se répartir dans ce milieu en raison de leurs très faibles pressions de vapeur, de leur forte hydrosolubilité et de leurs faibles constantes de la loi de Henry (HSDB, 1983–; Øllgaard et al., 1998). Les colorants hydrosolubles, comme les colorants directs azoïques et réactifs azoïques sont destinés à une utilisation dans les traitements à base d'eau, ce qui limite également leur rejet, étant donné qu'ils sont hydrophiles. Tandis que les colorants prémélangés à l'état solide peuvent avoir une capacité de dispersion limitée dans l'atmosphère en tant que grosses particules, on ne considère pas l'atmosphère comme un milieu de transport pour les colorants, étant donné la volatilité faible ou négligeable que présentent ces substances (ETAD, 1995; Øllgaard et al., 1998).

Compte tenu des faibles niveaux de volatilité et de la préférence physique et chimique pour la répartition dans d'autres milieux, les colorants azoïques ne devraient pas faire l'objet d'un transport atmosphérique à grande distance.

5.4 Persistance dans l'environnement

Pour caractériser la persistance dans l'environnement des colorants directs azoïques et réactifs azoïques, des données empiriques et modélisées pour ces substances dans des conditions aérobies et anaérobies ont été examinées.

5.4.1 Données empiriques sur la persistance

Peu de données empiriques de biodégradation liées à la persistance des colorants directs azoïques et réactifs azoïques.

5.4.1.1 Biodégradation aérobie

Des données expérimentales pour la dégradation dans des conditions aérobies en l'absence de micro-organismes ont été trouvées pour les substances du groupe des colorants directs azoïques et réactifs azoïques (tableaux 5-1 et 5-2). La plupart des données expérimentales présentées dans ces tableaux ont été obtenues soit en présence de bactéries soit dans le cadre d'un protocole de l'OCDE modifié. Le protocole modifié rend difficile la comparaison de ces résultats avec ceux obtenus par l'intermédiaire d'essais normaux effectués conformément selon la ligne directrice de l'OCDE 301C, étant donné que les boues étaient acclimatées aux colorants et que des durées d'essai plus longues ont été utilisées. De plus, il est difficile de savoir si on a utilisé les formulations commerciales dans certains de ces essais plutôt que des colorants de pureté élevée.

Senan et Abraham (2004) ont observé qu'un consortium de bactéries aérobies comprenant deux souches isolées (BF1, BF2) et une souche de Pseudomonas putida (MTCC1194) pourraient efficacement décomposer un mélange de colorants azoïques dans des quantités très limitées (dans des conditions d'essai en laboratoire).

5.4.1.2 Biodégradation anaérobie

Dans des conditions anaérobies ou réductrices, la dégradation biotique des colorants peut avoir lieu relativement rapidement (Yen et al., 1991; Baughman et Weber, 1994; ETAD, 1995b; Øllgaard et al., 1998; Isik et Sponza, 2004). Les colorants ont fortement tendance à se rompre au lien azoïque, entraînant la formation d'amines aromatiques (Øllgaard et al., 1998; Hunger, 2005). Les données expérimentales choisies (tableaux 5-3 et 5-4) dans des conditions anaérobies ont démontré une dégradation importante. Les différences observées dans les valeurs pour la dégradation sont liées aux différentes de souches bactériennes et de paramètres de laboratoire (à savoir, le pH, la salinité et la température).

5.4.2 Modélisation de la persistance

En plus des données expérimentales, on a utilisé une méthode du poids de la preuve basée sur le R(Q)SA (Environnement Canada, 2007) avec des modèles de biodégradation. Ces modèles se fondent en effet sur la structure chimique des molécules, et comme la structure azoïque est représentée dans les ensembles de données d'entraînement de tous les modèles BIOWIN (2010) utilisés, la fiabilité des prévisions s'en trouve accrue. Étant donné la pertinence écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que les colorants directs azoïques et réactifs azoïques devraient être libérés dans ce milieu, nous avons principalement étudié la biodégradation aérobie dans l'eau.

Les tableaux A7 à A10 de l'annexe A résument les résultats des modèles R(Q)SA disponibles sur la dégradation dans divers milieux environnementaux. Les modèles de dégradation aquatique utilisés dans cette analyse étaient HYDROWIN (2010), les sous-modèles 3 à 6 de BIOWIN (BIOWIN, 2010), DS TOPKAT (©2005-2009) et CATALOGIC (2012).

Tous les résultats du modèle pour les colorants directs azoïques et réactifs azoïques (autres que pour quelques substances à l'aide des sous-modèles 3 et 4 de BIOWIN) prédisent de façon constante que ces substances se biodégradent lentement dans l'eau dans des conditions aérobies (annexe A, tableau A7 à A10). Ces résultats concordent avec les renseignements inclus dans le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), qui donne un aperçu général de la persistance des colorants azoïques dans les milieux aérobies.

5.4.3 Hydrolyse

La majorité des colorants directs azoïques ne contiennent pas de groupes fonctionnels pouvant subir une hydrolyse. Les substances visées par l'évaluation ne sont pas basées sur la benzidine; certaines de ces substances présentent un ou deux noyaux naphtaléniques et la plupart d'entre elles contiennent des groupes de sels terminaux très solubles. Cette interprétation est cohérente avec les études publiées qui soulignent que l'hydrolyse est un facteur négligeable dans le clivage de composés azoïques (Baughman et Perenich, 1988).

Un seul des huit colorants réactifs azoïques semble présenter un potentiel d'hydrolyse (le Reactive Black 5). Les colorants réactifs forment des liaisons covalentes avec les textiles; par conséquent, la fixation rivalise avec la réaction du groupe restant du colorant réactif avec l'eau (hydrolyse).

5.4.4 Résumé de la persistance

Sur la base de la dégradation lente et de l'absence d'hydrolyse des colorants directs azoïques et réactifs azoïques dans les milieux aérobies en association avec leur forte hydrosolubilité, ces substances devraient avoir un temps de résidence relativement long dans l'eau. Puisque ces substances devraient rester dans l'eau pendant de longues périodes, elles peuvent se disperser dans le milieu aquatique. Dans les sédiments et le sol, la biodégradation devrait être lente dans des conditions aérobies et relativement rapide dans des conditions anaérobies. On ne considère pas l'air comme un milieu préoccupant en raison de l'absence de rejets et de répartition de ces substances dans l'air; en outre, ces substances ne devraient pas subir de transport atmosphérique à grande distance.

5.5 Potentiel de bioaccumulation

Dans la présente évaluation, une gamme d'éléments d'information ont servi pour déterminer le potentiel de bioaccumulation des colorants directs azoïques et réactifs azoïques. Les données expérimentales pour les mesures de bioaccumulation traditionnelles, telles que le facteur de bioconcentration (FBC), pour ces substances sont minimes et limitées au milieu aquatique. En outre, nous n'avons pas retenu l'utilisation des modèles RQSA relatifs à la modélisation de la bioaccumulation pour les colorants directs azoïques et réactifs azoïques, étant donné que ces substances se trouvent en dehors du domaine d'applicabilité des modèles.

5.5.1 Coefficient de partage octanol-eau

Comme l'indiquent les tableaux 3-1 à 3-4, les colorants directs azoïques et réactifs azoïques, en tant que sous-groupes, présentent une hydrosolubilité relativement élevée (de 0,02 à 190 g/L pour les colorants directs azoïques; de 40 à 200 g/L pour les colorants réactifs azoïques). Aucune valeur expérimentale du log K_oe n'a été trouvée pour l'un ou l'autre de ces sous-groupes. Les ouvrages scientifiques disponibles pour ces substances laissent entendre qu'elles présentent de très faibles valeurs de log K_oe (ETAD, 1995), ce qui semble également indiquer un très faible potentiel de bioaccumulation si l'on se fie à la théorie du partage à l'équilibre.

5.5.2 Facteurs de bioconcentration aquatique

Il a été déterminé que les FBC empiriques étaient inférieurs à 10 pour Reactive Black 5 (Anliker et al., 1981), ce qui indique que les colorants réactifs azoïques ne devraient pas se bioconcentrer dans les organismes aquatiques. Aucune donnée expérimentale n'a été trouvée concernant le sous-groupe des colorants directs azoïques.

5.5.3 Autres facteurs pour évaluer le potentiel de bioaccumulation

Comme le souligne la section sur le potentiel de bioaccumulation du rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013), en raison de l'absence de données empiriques sur la bioaccumulation pour les colorants directs azoïques et les données très limitées disponibles pour les colorants réactifs azoïques, nous tiendrons compte des données disponibles sur l'hydrosolubilité, la masse moléculaire et le diamètre transversal pour déterminer le potentiel de bioaccumulation. Étant donné leur hydrosolubilité relativement élevée, leur nature ionique et leur degré élevé de dissociation dans des conditions environnementales normales, la tendance au fractionnement lipidique de ces substances devrait être limitée. De plus, des données sur la bioaccumulation découlant de l'exposition des organismes à ces substances dans le sol et les sédiments sont limitées. Cela est en grande partie dû à leur forte hydrosolubilité (Environnement Canada et Santé Canada, 2013).

En général, les colorants directs azoïques sont relativement hydrophiles, car ils constituent de grosses molécules ayant des masses moléculaires élevées (principalement au-dessus de 500 g/mol). Les diamètres transversaux minimaux et maximaux des colorants directs azoïques varient de 0,89 nm (Dmin) à 1,85 nm (Dmax) (tableaux 3-1 à 3-3). Les petits diamètres transversaux de ces substances ne contribuent probablement pas à la limitation de leur taux d'absorption au moment de traverser la membrane cellulaire; cependant, leur masse moléculaire élevée pourrait ralentir leur absorption dans les organismes biologiques. Les diamètres transversaux minimaux et maximaux des colorants réactifs azoïques varient de 1 nm (Dmin) à 1,56 nm (Dmax) (tableau 3-4). Les diamètres transversaux petits à moyens de ces substances ne contribueraient probablement pas à la limitation de leur taux d'absorption au moment de traverser la membrane cellulaire.

Les résultats de la détermination du profil mécaniste pour la liaison à l'aide de la version 3.1 de la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2012) laissent entendre que certaines de ces structures (p. ex. celles avec des groupes nitro ou amine non entravés ou des halogénures de benzyle) peuvent subir des interactions covalentes avec des substrats biologiques (réactions de substitution nucléophile, réactions d'addition de type Michael, acylation, etc.) et se lier avec de l'acide désoxyribonucléique (ADN) et des protéines. En fait, certains colorants ioniques ont montré des niveaux modérés à élevés de bioaccumulation et de potentiel de toxicité dans les organismes du sol découlant de la liaison aux protéines des surfaces cutanées chez des lombrics, entraînant une insuffisance respiratoire liée aux mêmes réactions mécanistes que celles décrites ci-dessus (Princz et al., 2013). Les facteurs d'accumulation biote-sol se sont avérés supérieurs à 10 dans certains cas, avec peu, voire aucune dépuration de la substance chimique liée à partir de l'organisme (Princz et al., 2013). Étant donné l'absence de données empiriques sur la bioaccumulation dans les organismes vivant dans les sédiments ou le sol des colorants évalués ici, le potentiel de bioaccumulation à partir de mécanismes de liaison dans le biote du sol ou des sédiments ne peut pas être analysé dans la présente évaluation. Les effets nocifs potentiels sur les organismes sont abordés de manière plus approfondie à la section 6.

5.5.4 Résumé du potentiel de bioaccumulation

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques devraient présenter un faible potentiel de bioaccumulation dans les organismes aquatiques, principalement en raison de l'absence de répartition à partir de l'eau vers les organismes aquatiques. Cette hypothèse, appuyée par leurs propriétés physiques et chimiques (c.-à-d. faible log K_oe, ionisation à un pH environnemental pertinent et hydrosolubilité élevée), concorde avec ces facteurs.

6. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

6.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Nous n'avons tenu compte que des données empiriques de substances précises au sein des sous-groupes pour évaluer les effets écologiques potentiels des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques, étant donné le niveau élevé d'incertitude lié à la modélisation de l'écotoxicité de ces substances.

6.1.1 Études empiriques pour le milieu aquatique

Les données expérimentales provenant des études sur la toxicité aquatique pour certains colorants directs azoïques et réactifs azoïques sont présentées aux tableaux 6-1 et 6-2, respectivement. La plupart des études étaient des études sur la toxicité aiguë portant sur la létalité. Pour la plupart des substances, les données empiriques étaient peu nombreuses, alors que pour d'autres substances, comme le Reactive Black 5, on comptait de nombreuses études sur la toxicité aquatique. Quoi qu'il en soit, suffisamment de données sur la toxicité étaient disponibles pour prendre en compte trois sous-ensembles (monoazoïques, disazoïques et polyazoïques) pour le sous-groupe des colorants directs azoïques et un sous-groupe représentant les huit colorants réactifs azoïques.

Plusieurs points de données clés provenaient d'une étude empirique sur la toxicité aiguë de 46 colorants pour la tête-de-boule (Pimephales promelas) qui est décrite dans deux articles scientifiques : d'abord dans Little et Lamb (1973), puis sous forme de résumé dans Little et al. (1974). Bien que cette publication ne soit pas récente, l'étude a été exécutée conformément aux méthodes standard publiées et aux renseignements pertinents sur les organismes d'essai, l'eau de dilution et les conditions d'essai. L'expérience a donc été conçue pour calculer le seuil de concentration où 50 % des animaux testés survivaient après 96 heures. Cela a été à l'origine déclaré dans les deux études en tant que tolérance limite médiane (TL50), mais on peut également l'interpréter en tant que concentration létale médiane (CL₅₀).

Deux études expérimentales sur la toxicité ont été recensées dans les publications scientifiques à propos du sous-ensemble des colorants directs monoazoïques (tableau 6-1). La première était une étude sur l'exposition aiguë (48 heures) dans laquelle une CL₅₀ de 180 mg/L a été calculée chez des tête-de-boule (Pimephales promelas) exposés à du Direct Yellow 11 (Little et al., 1974). La seconde présentait une exposition de 48 h de Daphnia magna à du Direct Yellow, sel de lithium (CL₅₀ supérieur(e) à 100). Pour les colorants directs disazoïques, les données sur la toxicité disponibles étaient plus nombreuses. Des données ont été recensées pour de nombreuses espèces de poisson. Les études sur la toxicité aiguë ont rapporté des valeurs de CL₅₀ et de CL₁₀₀ comprises entre 125 et 1 700 mg/L. Une seule étude était disponible pour le sous-ensemble des colorants directs polyazoïques, sous la forme d'une CL₅₀ après 48 heures de 75 mg/L chez des truites arc-en-ciel (Onchorynchus mykiss) exposées à la substance analogue, le Direct Black 30 (Étude présentée, 2007).

Cinq études sur la toxicité chez le poisson ont été recensées pour le sous-groupe des colorants réactifs azoïques. Les valeurs aiguës (CL₅₀ de 48 h et de 96 h) étaient comprises entre plus de 100 et 1 000 mg/L lorsque les espèces de poisson étaient exposées à du Reactive Black 5. Une étude sur la toxicité chronique (14 jours) portant sur l'exposition d'Oryzias latipes à du Reactive Black 5 a été recensée (tableau 6-2).

Même si la sensibilité des daphnies à l'égard des colorants directs azoïques était semblable à celle de diverses espèces de poisson, les daphnies exposées à des colorants réactifs azoïques se sont avérées plus sensibles que les poissons. La reproduction des daphnies était le paramètre le plus sensible, avec une concentration sans effet observé (CSEO) après 21 jours et une concentration minimale avec effet observé (CMEO) de 1,25 et 2,5 mg/L, respectivement, après une exposition au Reactive Black 5 (ECHA, 2013).

6.1.2 Études empiriques concernant d'autres milieux naturels

Aucune donnée écotoxicologique n'a été relevée pour les colorants directs azoïques ou réactifs azoïques concernant les organismes vivant dans les sédiments ou le sol.

6.2 Calcul de la concentration estimée sans effet

6.2.1 Calcul de la concentration estimée sans effet pour le milieu aquatique

Une approche par regroupement (données déduites à partir d'analogues) a été utilisée dans l'élaboration d'une concentration estimée sans effet (CESE) dans le milieu aquatique pour chacun des sous-groupes de colorants directs azoïques et réactifs azoïques. Aucune distinction n'a été faite pour chacun des sous-ensembles de colorants directs azoïques (monoazoïques, disazoïques et polyazoïques), en raison des fourchettes de valeurs semblables en matière de toxicité pour les organismes aquatiques entre les trois sous-ensembles.

La plus faible valeur terminale disponible pour l'organisme le plus sensible déterminé pour chaque sous-groupe a été sélectionnée comme la valeur critique de toxicité (VCT) pour l'ensemble du sous-groupe. À partir de cela, la plus faible des trois VCT a été choisie pour représenter le sous-groupe. Pour les colorants directs azoïques, la VCT aquatique choisie était la CL₅₀ de 48 heures de 75 mg/L obtenue chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) exposée à l'analogue polyazoïque, le Direct Black 30 (Étude présentée, 2007). Nous avons par la suite obtenu la CESE en milieu aquatique en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte des différences de variabilité interspécifique et intraspécifique et pour obtenir une valeur estimée de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL₅₀ à court terme). Par conséquent, nous avons calculé une CESE de 0,75 mg/L pour les colorants directs azoïques.

En ce qui concerne les colorants réactifs azoïques, la VCT aquatique choisie était la valeur chronique de CMEO (21 jours) sur la reproduction se chiffrant à 2,5 mg/L chez Daphnia magna (ECHA, 2013). C'était la valeur expérimentale valide la plus sensible. La CESE aquatique a été calculée en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 10 (pour tenir compte des différences liées à la variabilité interspécifique et intraspécifique). Par conséquent, nous avons calculé une PNEC de 0,25 mg/L pour les colorants réactifs azoïques.

6.2.2 Résumé des effets écologiques

D'après les éléments de preuve sur les données empiriques et déduites à partir d'analogues de l'écotoxicité aquatique, nous pouvons conclure que certains colorants directs monoazoïques, disazoïques et polyazoïques peuvent causer des effets nocifs pour les organismes aquatiques à des concentrations modérées (c.-à-d., les CL₅₀ sont inférieures à 100 mg/L). En outre, on s'attend à ce que les colorants réactifs azoïques causent des effets nocifs pour les organismes aquatiques à de faibles concentrations (c.-à-d., CSEO et CMEO après 21 jours respectivement de 1,25 et 2,5 mg/L).

6.3 Évaluation de l'exposition de l'environnement

6.3.1 Rejets dans l'environnement

Aucune concentration mesurée dans l'environnement (dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments) n'a été répertoriée pour les colorants directs azoïques et réactifs azoïques au Canada. Par conséquent, on a estimé les concentrations environnementales d'après les renseignements disponibles.

Les rejets anthropiques d'une substance dans l'environnement dépendent de différentes pertes qui surviennent pendant la fabrication, l'utilisation industrielle, l'utilisation commerciale et par les consommateurs,^{Note de bas de page[3]} ainsi que l'élimination de ladite substance. Afin d'estimer les rejets dans l'environnement à différentes étapes du cycle de vie des colorants directs azoïques et réactifs azoïques, Environnement Canada a compilé des renseignements sur les secteurs pertinents et les gammes de produits ainsi que les facteurs d'émission^{Note de bas de page[4]} dans les eaux usées, le sol et l'air à différentes étapes du cycle de vie en vue de déterminer celles qui contribuent le plus aux concentrations environnementales. Nous avons également tenu compte des activités de recyclage et de transfert vers les sites d'élimination des déchets (sites d'enfouissement, incinération). Cependant, les rejets dans l'environnement à partir de ces sources n'ont pas été pris en compte sur le plan quantitatif, sauf lorsque des renseignements précis et fiables sur le taux (ou le potentiel) de rejets à partir des sites d'enfouissement ou des incinérateurs étaient disponibles.

En général, les eaux usées constituent une source de point d'entrée usuelle d'une substance dans l'eau par les effluents des systèmes de traitement des eaux usées appartenant au secteur public ainsi qu'un point d'entrée potentiel dans le sol durant l'épandage subséquent des biosolides. Cette information est utilisée pour développer davantage les scénarios d'exposition afin d'estimer les concentrations environnementales qui en découlent.

6.3.2 Détermination des scénarios d'exposition écologique importants

Les facteurs liés aux étapes du cycle de vie de ces substances ont été étudiés. Les incertitudes ont été mises en lumière et des hypothèses ont été formulées en fonction des renseignements disponibles. Des scénarios d'exposition pour les utilisations ou les milieux préoccupants ont été élaborés, y compris la détermination des concentrations environnementales estimées (CEE) qui sont applicables.

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques ne sont pas fabriqués au Canada, d'après les données recueillies dans le cadre d'une enquête réglementaire sur les substances azoïques aromatiques et à base de benzidine (Canada, 2011).

Pour l'année de déclaration 2010, six colorants directs azoïques ont été importés dans des quantités totales combinées comprises entre 10 000 kg et 100 000 kg, et un colorant réactif azoïque a été importé dans la même plage de quantités, d'après les données glanées par l'enquête. Certains de ces colorants ont été formulés avant d'être distribués à leurs utilisateurs finaux. Les colorants directs azoïques étaient principalement utilisés pour la teinture de papiers (98,7 %). L'utilisation des colorants directs azoïques pour la teinture de textiles et les produits de nettoyage était très limitée (1,1 % et 0,3 %, respectivement). Le colorant réactif azoïque commercialisé était exclusivement utilisé pour la teinture de textiles.

D'après les profils d'utilisation ci-dessus, les trois scénarios suivants sont présentés comme les principales sources potentielles de rejets dans l'environnement :

1. formulation chimique (comprenant des colorants directs azoïques et réactifs azoïques);
2. teinture de papiers (ne comprenant que les colorants directs azoïques);
3. teinture de textiles (ne comprenant que les colorants réactifs azoïques).

Le désencrage n'est pas considéré comme l'une des principales sources potentielles de rejets dans l'environnement. Même si des produits teints avec des colorants directs azoïques peuvent être recyclés dans des usines de désencrage, les colorants sont détruits lors des activités de blanchiment (Hannuksela et Rosencrance, 2008; Huber et Carré, 2012). Par conséquent, les rejets dans l'environnement de colorants liés au désencrage devraient être négligeables.

L'utilisation commerciale ou par les consommateurs des produits textiles représente une source potentielle de rejets dans l'environnement. Étant donné que les utilisations de ces produits sont plus dispersives que la teinture de textiles, leurs concentrations dans l'environnement devraient être plus faibles que celles découlant d'activités industrielles et, par conséquent, nous n'avons mené aucune évaluation quantitative de l'exposition.

6.3.3 Concentrations environnementales estimées

On estime que la colonne d'eau représente un milieu naturel important s'agissant de la présence des colorants directs et réactifs. Ces colorants pénètrent dans l'environnement principalement par l'intermédiaire de rejets aqueux à partir des systèmes de traitement des eaux usées appartenant au secteur public dans les eaux de surface. Ils présentent des hydrosolubilités élevées (comprises entre 0,02 et 190 g/L) et devraient par conséquent demeurer en grandes quantités à la phase aqueuse lors du traitement des eaux usées ainsi que dans la colonne d'eau au moment de leur rejet dans les eaux de surface. Bien que ces colorants soient totalement ionisés dans l'eau et qu'ils aient le potentiel d'être absorbés dans les boues d'épuration et les sédiments par l'intermédiaire d'une liaison électrostatique, le niveau de cette absorption ne peut pas être quantifié en raison de l'absence d'une méthode d'estimation fiable. Ainsi, les calculs de la CEE se limitent au milieu aquatique d'après des estimations prudentes relatives à l'élimination par le traitement des eaux usées. Les CEE dans le sol découlant de l'épandage de biosolides et celles dans les sédiments découlant de la répartition dans les sédiments à partir de l'eau n'ont pas été calculées.

Chacun des trois scénarios est de nature générique et s'appuie sur plusieurs installations situées sur divers sites. Ces installations sont désignées comme des utilisateurs industriels de colorants dans diverses sources, y compris les données d'enquête. Elles comprennent des installations utilisant des colorants directs ou réactifs ainsi que des installations utilisant d'autres colorants. L'inclusion de ces dernières dans chaque scénario vise à tenir compte de la variabilité dans l'ensemble du secteur (pas uniquement pour la période pour laquelle les données d'enquête ont été glanées), de l'incertitude associée aux données incomplètes et de la probabilité d'assister à un changement dans les colorants utilisés (passant d'autres colorants à des colorants directs ou réactifs).

Les CEE dans le milieu aquatique pour les trois scénarios ou secteurs sont estimées pour les eaux réceptrices qui se trouvent à proximité des points de rejet. Ces CEE sont calculées à l'aide d'une méthode d'estimation probabiliste qui s'appuie sur les renseignements compilés pour chaque secteur et qui intègre les différentes valeurs possibles pour les paramètres choisis (ceux dont on sait qu'ils varient ou qu'ils se trouvent dans une certaine plage de valeurs). À l'aide de cette méthode, les CEE dans le milieu aquatique sont calculées en tant que répartition probabiliste pour un secteur/scénario.

En ce qui concerne la formulation chimique et la teinture de textiles, l'équation utilisée pour calculer les CEE dans le milieu aquatique est la suivante :

CEE = (Q × E(1−R) × 109)/V

où :

CEE :

concentration environnementale estimée dans l'eau (μg/L)

Q :

utilisation quotidienne de colorants directs ou réactifs dans une installation (kg/j)

E :

facteur d'émission des colorants directs ou réactifs dans les eaux usées de procédé avant tout traitement de ces dernières (%)

R :

élimination des colorants directs ou réactifs par le système de traitement des eaux usées industriel ou appartenant au secteur public (%)

V :

volume d'eau de dilution par jour à proximité du point de rejet d'un système de traitement des eaux usées industriel ou appartenant au secteur public (L/j)

10⁹ :

facteur de conversion de kg en μg

Pour la teinture du papier, l'équation suivante est utilisée :

CEE = (q × E(1−R) × 109)/V
où :

CEE :

concentration environnementale estimée dans l'eau (μg/L)

Q :

taux d'utilisation des colorants directs (kg de colorants par tonne de papier produite, ou kg/t)

E :

facteur d'émission des colorants directs dans les eaux usées de procédé avant tout traitement de ces dernières (%)

R :

élimination des colorants directs par le système de traitement des eaux usées industriel ou appartenant au secteur public (%)

V :

volume d'eau de dilution par tonne à proximité du point de rejet d'un système de traitement des eaux usées industriel ou appartenant au secteur public (L par tonne de papier produite, ou L/t)

10⁹ :

facteur de conversion de kg en μg

Pour un secteur/scénario donné, on détermine que la quantité utilisée quotidiennement (Q) ou le taux d'utilisation (q) et le facteur d'émission (E) sont tous compris dans une certaine plage de valeurs qui vise à être applicable à toutes les installations dudit secteur ainsi qu'à toutes les conditions d'exploitation au sein d'une même installation. L'élimination par les systèmes de traitement des eaux usées (R) résulte des mesures d'atténuation de la pollution sur place et hors site (ou les deux) mises en œuvre avant le rejet des eaux usées traitées dans le milieu aquatique. Cette élimination est calculée sous forme de plage de valeurs pour les colorants directs soumis à un traitement secondaire ou en lagune en raison du large éventail de données sur la biodégradation trouvé dans les publications scientifiques. En revanche, l'élimination est calculée en tant que valeur unique pour les colorants directs soumis à un traitement primaire ainsi que pour les colorants réactifs soumis à un traitement primaire, secondaire ou en lagune. Le volume d'eau de dilution par jour (V) ou le volume d'eau de dilution par tonne (v) se calcule d'après plusieurs paramètres, notamment le volume d'eaux usées par jour ou par tonne provenant d'une installation industrielle, le débit d'eaux usées provenant d'un système de traitement des eaux usées municipal et le facteur de dilution des eaux réceptrices qui se trouvent à proximité du point de rejet du système de traitement des eaux usées industriel ou municipal.

L'élimination par le traitement des eaux usées (R) et le volume d'eau de dilution par jour ou par tonne (V ou v) sont propres à un site. En général, un secteur/scénario comprend plusieurs sites; l'élimination et le volume d'eau de dilution par jour ou par tonne sont calculés comme des répartitions distinctes (ensembles de points de données). Dans certains cas, un seul site est recensé pour un secteur/scénario; la répartition distincte est donc réduite à un seul point de données.

Le tableau 6-3 fournit un résumé des plages de valeurs pour les différents paramètres calculées pour chacun des trois secteurs/scénarios recensés. Il convient de noter qu'aucune plage de valeurs appropriée n'a été trouvée pour le taux d'utilisation des colorants directs applicable à la teinture de papiers, et qu'une seule a été utilisée dans les calculs.

Le logiciel commercial Crystal Ball a été utilisé pour calculer une répartition probabiliste de la CEE aquatique à partir de l'équation des plages de valeurs déterminées pour chaque paramètre. Bon nombre de CEE ont été calculées en faisant varier chaque paramètre au sein de la plage déterminée (20 000 à 100 000 points de données utilisés pour chaque plage). Ces CEE représentent les différents niveaux d'exposition découlant des diverses conditions que l'on retrouve dans l'ensemble des sites au sein d'un secteur/scénario, et ces diverses conditions se caractérisent par la quantité utilisée quotidiennement, le facteur d'émission, l'élimination par le traitement des eaux usées et le volume d'eau de dilution par jour ou par tonne. Les CEE calculées ont ensuite été triées en fonction de leur ampleur et représentées sur un tracé en tant que fonction du pourcentage cumulé ou de la probabilité d'occurrence. Un tel tracé est appelé distribution cumulative de probabilité. Les trois distributions de probabilité sont présentées au tableau 6-4.

Les valeurs de CEE plus faibles dans le tableau 6-4 correspondent aux valeurs plus faibles concernant la quantité utilisée quotidiennement, le taux d'utilisation ou le facteur d'émission et aux valeurs plus élevées concernant l'élimination et le volume d'eau de dilution par jour ou par tonne. L'inverse entraîne des valeurs de CEE plus élevées.

6.4 Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche utilisée dans le cadre de cette évaluation écologique préalable visait à examiner les divers renseignements pertinents afin d'élaborer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence, conformément aux dispositions de la LCPE (1999). Les éléments de preuve retenus comprennent des renseignements sur les propriétés physiques et chimiques, le devenir dans l'environnement, l'écotoxicité et les sources des substances, ainsi que les résultats des analyses du risque décrites ci-dessous.

6.4.1 Analyses probabilistes des risques pour le milieu aquatique

Les analyses des risques comparent les concentrations environnementales estimées avec les valeurs appropriées de la CESE (concentration estimée sans effet) afin d'évaluer les risques potentiels.

Pour le milieu aquatique, une CESE de 750 µg/L calculée pour les colorants directs azoïques (se reporter à la section 6.1) a été comparée avec les CEE décrites à la section 6.3.3 (se reporter au tableau 6-4) pour les sites utilisant des colorants directs azoïques pour la teinture de papiers.La probabilité de voir les CEE demeurer en dessous de la CESE est de 100 % pour le scénario de teinture de papiers. Cette probabilité élevée indique que les chances de dépasser la CESE sont très faibles lorsque les conditions dans les installations et les sites connexes se trouvent dans les limites indiquées au tableau 6-3.

La faible CESE aquatique de 250 µg/L calculée pour les colorants réactifs azoïques (se reporter à la section 6.1) a été comparée avec les CEE aquatiques décrites à la section 6.3.3 (se reporter au tableau 6-4) pour les sites utilisant des colorants réactifs azoïques pour la teinture de textiles. La probabilité de voir les CEE demeurer en dessous de la CESE est de 100 % pour le scénario de teinture de textiles. Cette probabilité élevée indique que les chances de dépasser la CESE sont très faibles lorsque les conditions dans les installations et les sites connexes se trouvent dans les limites indiquées au tableau 6-3.

En outre, la probabilité de voir les CEE du scénario de formulation chimique demeurer en dessous de la CESE pour les colorants directs azoïques ou réactifs azoïques se chiffre à 100 %.

6.4.2 Analyse du quotient de risque du sol

Aucune analyse des risques n'a été menée pour les autres milieux, car les données étaient insuffisantes pour déterminer une CESE pour le sol ou les sédiments. Par ailleurs, aucune CEE n'a été déterminée, car aucune donnée de surveillance n'était disponible et ces substances n'entrent pas dans le domaine d'applicabilité du modèle d'exposition pour le partage à l'équilibre.

6.4.3 Discussion sur le poids de la preuve et conclusion de la caractérisation des risques pour l'environnement

Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques ne devraient pas être produits de façon naturelle dans l'environnement. Nous n'avons trouvé aucune donnée sur les concentrations de ces substances dans l'environnement canadien. Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques sont des molécules anioniques complexes qui présentent généralement une hydrosolubilité relativement élevée (de 0,02 à 190 g/L) et qui devraient se dissocier dans l'environnement à des pH pertinents. Au vu de l'absence de données, les colorants directs monoazoïques, disazoïques et polyazoïques ont été examinés en tant que sous-ensembles par rapport à leurs propriétés physiques et chimiques. Les mêmes principes de regroupement et de lecture croisée ont été appliqués pour les huit substances relevant du sous-groupe des colorants réactifs azoïques. Tous les colorants directs azoïques et réactifs azoïques ont été regroupés en fonction de leur devenir dans l'environnement d'après leurs propriétés physiques et chimiques semblables, et d'après leurs structures chimiques relativement semblables (p. ex. le partage des groupes fonctionnels communs, mais de nombre différent). En raison de leur hydrosolubilité élevée et de leur affinité pour les particules organiques de charge opposée, nous nous attendons à ce que les colorants directs azoïques et réactifs azoïques se trouvent dans l'eau et puissent au final se déposer dans les sédiments et le sol. Compte tenu de leurs très faibles pressions de vapeur et constantes de la loi de Henry prévues, ils sont peu susceptibles de rester dans l'air si rejetés dans ce milieu. Par conséquent, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance ne devrait pas constituer une source de préoccupation.

Des estimations et des valeurs expérimentales de log K_oe ont été comparées avec des facteurs de bioconcentration (FBC) expérimentaux pour les poissons pour un certain nombre de colorants (Anliker et al., 1981; Øllgaard et al., 1998; ETAD, 1995). Les colorants directs azoïques et réactifs azoïques n'ont pas de potentiel de bioconcentration en raison de leurs masses moléculaires élevées (supérieur(e) à 500 g/mol) et de leurs diamètres transversaux efficaces minimaux et maximaux relativement grands, qui laissent entendre un faible potentiel d'absorption. Selon les données empiriques et modélisées, on s'attend à ce que les colorants directs azoïques et réactifs azoïques se biodégradent très lentement dans les milieux aérobies et on les considère donc comme persistants dans l'eau, les sédiments et le sol. Cependant, les colorants directs azoïques et réactifs azoïques peuvent se dégrader et se transformer en certaines amines aromatiques lorsqu'ils atteignent des milieux anaérobies ou par l'intermédiaire de voies métaboliques lorsqu'ils sont transférés dans les organismes à partir de l'alimentation.

D'après les données écotoxicologiques empiriques pour le milieu aquatique, on s'attend à ce que les colorants directs monoazoïques, disazoïques et polyazoïques ainsi que les colorants réactifs azoïques puissent entraîner des effets nocifs sur les organismes aquatiques à des concentrations modérées à faibles (CL₅₀ : 75 à supérieur(e) à 1 000 mg/L). Les invertébrés aquatiques (daphnies) étaient plus sensibles que les autres organismes aux colorants réactifs azoïques (CSEO pour la reproduction de 1,25 mg/L). Aucune donnée sur la toxicité n'était disponible pour les organismes vivant dans le sol ou les sédiments.

On a effectué une analyse conservatrice de l'exposition liée aux processus de formulation chimique, de teinture des papiers et de teinture des textiles, car ces secteurs devaient présenter le plus grand potentiel de risque écologique lié aux rejets industriels dans l'environnement pour ces substances. À l'aide d'une approche probabiliste, les CEE ont été comparées avec les CESE dans l'eau. La probabilité que les CEE des colorants directs azoïques et réactifs azoïques dépassent les CESE s'est avérée très faible.

6.4.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Les données relatives à de nombreuses substances traitées dans le présent rapport sont limitées. Cela donne lieu à certaines incertitudes, car il existe toujours un certain degré de variation structurelle entre les substances évaluées et les différents regroupements.

Disposer de données sur la toxicité chronique à long terme permettrait de mieux évaluer ces substances en raison de leur possible persistance dans l'environnement, mais la documentation disponible est rare. L'utilisation de facteurs d'évaluation pour déterminer une CESE permet de tenir compte de cette incertitude. Tandis que l'eau a été déterminée comme étant le principal milieu d'intérêt, le sol et les sédiments présentaient également une certaine importance en raison de leur adsorption potentielle et des interactions électrostatiques. Par conséquent, le manque de données disponibles sur les effets et la bioaccumulation des colorants directs azoïques et réactifs azoïques dans le sol et les sédiments représente une source d'incertitude.

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

En raison de l'utilisation de certaines de ces substances dans d'autres pays, il se peut qu'elles entrent sur le marché canadien comme composants d'articles manufacturés ou de produits de consommation. Cependant, nous prévoyons que les quantités de ces substances déversées dans les divers milieux naturels ne différeraient pas de façon significative des quantités estimées ici, d'après les hypothèses conservatrices utilisées dans les analyses de l'exposition.

7. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

L'évaluation des risques que posent les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques pour la santé humaine est axée sur 21 substances qui sont commercialisées au-dessus des seuils de déclaration en vertu de l'article 71, ou pour lesquelles il existe des données indiquant une exposition potentielle de la population générale au Canada. Ces substances comprennent 18 des 61 colorants directs azoïques (le Direct Black 56, le Direct Blue 71, le Direct Green 28, le Direct Orange 26, le Direct Orange 39, le Direct Red 31, le Direct Red 81, sel de triéthanolamine, le Direct Violet 51, le Direct Yellow 11, le Direct Yellow 11, sel de lithium, le Direct Yellow 12, le Direct Yellow 28, le Direct Yellow 34, le Direct Yellow 50, n^os CAS 28706-21-0, 71033-21-1, 83221-56-1 et 84878-17-1) et 3 des 8 colorants réactifs azoïques (le Reactive Black 5, le Reactive Black 158 et le Reactive Blue 225).

7.1 Évaluation de l'exposition

7.1.1 Milieux naturels et aliments

Aucune concentration mesurée de colorants directs azoïques et réactifs azoïques dans les milieux naturels au Canada ou ailleurs n'a été recensée. D'après les utilisations ainsi que les propriétés physiques et chimiques des six colorants directs azoïques et du colorant réactif azoïque importés au Canada, ces substances devraient se répartir dans l'eau plutôt dans tout autre milieu naturel. Dans une étude, la présence de Reactive Black 5 a été confirmée (mais non quantifiée) dans des eaux usées provenant d'un atelier de teinture de textiles bruts à Berlin par l'intermédiaire d'une détection par chromatographie en phase liquide à haute résolution combinée à une spectrométrie de masse en tandem (Storm et al., 2000). Après un traitement anaérobie et aérobie des eaux usées de textiles bruts, l'analyse a montré que le Reactive Black 5 n'était plus présent. Comme nous l'indiquions précédemment à la section 5.4.3, certaines parties du Reactive Black 5 devraient se trouver sous la forme hydrolysée en cas de rejet dans l'environnement.Dans l'ensemble, en raison de la très faible volatilité de ces substances, de leurs quantités limitées dans le commerce au Canada, de leur nature dispersive après leur rejet et de leur élimination attendue dans le traitement de l'eau potable, les milieux environnementaux ne sont pas considérés comme étant une importante source d'exposition.

L'Agence canadienne d'inspection des aliments (ACIA) surveille la présence de certains colorants dans l'alimentation, y compris cinq substances qui appartiennent à ces deux sous-groupes : le Direct Blue 71, le Direct Violet 51, le Direct Yellow 12, le Direct Yellow 50 et le Reactive Black 5. Entre 2009 et 2011, l'ACIA a analysé un total de 1 646 échantillons d'aliments nationaux et importés (y compris des épices) dans des enquêtes ciblées sur les aliments. Les échantillons ont été choisis en fonction de la probabilité qu'ils contiennent des colorants alimentaires. Aucune des cinq substances susmentionnées n'a été détectée dans le cadre des deux enquêtes ciblées sur les aliments au niveau de détection du système de surveillance (ACIA, 2010, 2011).

Bien que le Direct Blue 71 et le Direct Yellow 11, sel de lithium soient utilisés dans des matériaux d'emballage des aliments, la possibilité que ces substances migrent dans les aliments devrait être minimale; par conséquent, l'exposition à ces substances de la population générale au Canada à partir de matériaux d'emballage des aliments ne devrait pas être importante (communications personnelles, courriels de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada, 2011; source non citée).

7.1.2 Produits de consommation

Une variété de scénarios d'exposition sont considérés comme pertinents à l'exposition de la population générale au Canada, y compris l'utilisation de textiles et d'articles en cuir. Lorsque des renseignements propres aux substances étaient disponibles, des estimations de l'exposition ont été calculées pour chaque substance. Autrement, des paramètres par défaut ont été appliqués (se reporter à l'annexe B pour plus de détails). Des détails sur les estimations de l'exposition pour toutes les utilisations définies sont disponibles à l'annexe B.

Les colorants directs peuvent migrer à partir des matières textiles (BfR, 2007). À ce titre, une exposition est possible aux 14 colorants directs azoïques (Direct Black 56, Direct Green 28, Direct Orange 26, Direct Orange 39, Direct Red 31, Direct Red 81, sel de triéthanolamine, Direct Violet 51, Direct Yellow 12, Direct Yellow 28, Direct Yellow 50, n^o CAS 28706-21-0, n^o CAS 71033-21-1, n^o CAS 83221-56-1 et n^o CAS 84878-17-1) qui sont utilisés comme colorants dans les textiles. L'exposition quotidienne de la population générale à ces substances par voie cutanée à partir d'un contact direct avec les textiles a été estimée et les données sont présentées au tableau 7-1. Les hypothèses et les paramètres par défaut pour ces scénarios sont décrits à l'annexe B1. Les estimations de l'exposition par voie orale découlant du mâchonnement de textiles par les nourrissons sont incluses au tableau 7-1.

En plus d'être utilisés en tant que colorants de textiles, neuf colorants directs azoïques (Direct Black 56, Direct Red 31, Direct Red 81, sel de triéthanolamine, Direct Yellow 12, Direct Yellow 50, n^o CAS 28706-21-0, n^o CAS 71033-21-1, n^o CAS 83221-56-1 et n^o CAS 84878-17-1) sont également communément utilisés en tant que colorants pour le cuir, d'après la base de données Colour Index International publiée conjointement par la Society of Dyers and Colourists et l'American Association of Textile Chemists and Colorists (CII, 2013). Les estimations de l'exposition découlant d'un contact direct entre la peau et des articles en cuir sont incluses au tableau 7-1 (se reporter à l'annexe B2 pour de plus amples précisions).

Les substances suivantes sont utilisées comme colorants pour les papiers : Direct Blue 71, Direct Red 31, Direct Yellow 11, Direct Yellow 11, sel de lithium, Direct Yellow 12, Direct Yellow 34 et Direct Yellow 50 (CII, 2013; Environnement Canada, 2012). Bien que les tout-petits puissent être exposés de façon accidentelle et non fréquente à la substance en se mettant du papier dans la bouche, on ne sait pas exactement quelle quantité est en fait ingérée et on ne connaît pas la résistance du colorant sur le papier suivant l'ingestion. L'exposition par voie cutanée et par inhalation à ces colorants à partir de produits de papier est improbable en raison des propriétés physiques et chimiques de ces substances, ainsi que de l'imprégnation des colorants dans le papier.

Contrairement aux colorants directs, les colorants réactifs présentent généralement une très bonne résistance à l'humidité. Ces colorants sont liés par covalence aux fibres textiles et ne devraient pas s'échapper de manière importante du matériau en question pendant son utilisation et son usure (BfR, 2007). Une étude a évalué l'extraction des colorants réactifs à partir de trois échantillons de textiles en coton, à l'aide d'un simulacre de transpiration, à des niveaux pouvant atteindre 158 µg/500 cm² (ETAD, 1983). Cependant, ces expériences d'extraction, menées dans des conditions extrêmes, y compris une humidité et une pression élevées, ne sont pas représentatives de scénarios d'exposition réels. . Si les procédures de teinture et post traitement ont été menées comme il se doit, l'exposition du consommateur aux substances Reactive Black 5, Reactive Black 158 et Reactive Blue 225 à partir des textiles ne devrait pas être importante.

7.1.3 Incertitudes liées à l'évaluation de l'exposition humaine

Il existe des incertitudes concernant la caractérisation de l'exposition à partir des milieux naturels en raison du manque de données. L'analyse environnementale des colorants sulfonés, y compris les colorants directs azoïques, est particulièrement difficile et nécessite d'importantes bibliothèques de données et une série de méthodes de séparation chromatographique (Rehorek et Plum, 2007). En tant que telle, l'absence de données scientifiques peut être due aux défis liés à l'analyse quantitative.

En 2010, l'utilisation au Canada de six colorants directs azoïques (Direct Black 56, Direct Red 81, sel de triéthanolamine, n^o CAS 28706-21-0, n^o CAS 71033-21-1, n^o CAS 83221-56-1 et n^o CAS 84878-17-1) ainsi que de deux colorants réactifs azoïques (Reactive Black 158 et Reactive Blue 225) a été recensée d'après les renseignements soumis par l'ETAD (communication personnelle, courriel de l'ETAD à Environnement Canada, 2010; source non citée); cependant, les utilisations réelles de ces substances n'étaient pas indiquées. On estime, d'après les renseignements concernant les utilisations générales des colorants directs, que ces six colorants directs azoïques sont utilisés en tant que teinture pour les textiles, le cuir et le papier. De même, on estime également que le Reactive Black 158 et le Reactive Blue 225 sont utilisés dans la teinture de textiles, d'après les publications scientifiques indiquant les utilisations générales des colorants réactifs.

Il existe une incertitude quant à la présence au Canada des 61 colorants directs azoïques et des 8 colorants réactifs azoïques dans les produits importés au Canada, en raison des renseignements limités au Canada à propos des produits importés en général.

Il existe une incertitude quant aux expositions estimées à partir de l'utilisation d'articles en textile et en cuir teints à l'aide de colorants azoïques. Ces estimations sont basées sur des hypothèses génériques pour la concentration de colorant dans ces produits et ne sont pas propres aux colorants directs azoïques. En conséquence, les estimations de l'exposition de la population générale s'appuient sur des hypothèses prudentes et sont probablement des surestimations. En l'absence de données sur l'absorption cutanée, l'absorption cutanée de ces substances a été estimée, de façon prudente, à 100 %. Bien que l'absorption cutanée de ces substances soit probablement inférieure à 100 %, il pourrait y avoir une absorption importante en cas de clivage des liaisons azoïques par les bactéries de la peau, entraînant le rejet d'amines aromatiques qui pourraient être ensuite plus facilement absorbées.

Le colorant direct azoïque ne devrait pas être présent dans 100 % des produits de consommation faits de textiles au Canada. Par conséquent, en se fondant sur un jugement scientifique professionnel, les niveaux d'exposition de la population générale ont été estimés en supposant qu'il y a une probabilité de 10 % qu'un colorant direct azoïque individuel soit utilisé dans la coloration de produits de textile au Canada. Ce facteur d'ajustement, bien qu'il soit jugé prudent, est comparable à celui de 8 % utilisé dans l'évaluation danoise pour estimer les expositions aux amines aromatiques et aux colorants azoïques attribuables aux vêtements textiles sur le marché hollandais (Zeilmaker et al., 1999). Voir l'annexe B1 pour obtenir des explications plus détaillées.

7.2 Évaluation des effets sur la santé

En général, la cancérogénicité et la génotoxicité sont des effets critiques sur la santé potentiellement préoccupants pour les substances azoïques aromatiques et à base de benzidine. Le clivage réducteur de la liaison azoïque est considéré comme une réaction métabolique importante pour ces substances afin qu'elles exercent leur action toxique, étant donné qu'il libère certaines amines aromatiques libres qui se convertissent ensuite en produits intermédiaires électrophiles réactifs, et ce, par l'activation métabolique (Environnement Canada et Santé Canada, 2013).

Les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques sont des substances hydrosolubles de grande taille avec un substituant d'acide sulfonique (SO3-) ou d'autres groupes fonctionnels ionisés à une ou plusieurs positions (se reporter à la section 3). Ces caractéristiques limitent la pénétration de la molécule intacte de colorant dans la peau ou le tube digestif, mais la rendent plus susceptible à la réduction des liaisons azoïques assistée par des bactéries de la peau ou de l'intestin tel qu'il a été observé dans les essais in vitro pour certains des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques inclus dans la présente évaluation (se reporter aux sections 7.2.1 et 7.2.2). Des études in vivo sur le Reactive Black 5 (section 7.2.2) et d'autres colorants azoïques sulfonés, tels que l'amarante et la nouvelle coccine, ont également montré que ces colorants ont été réduits après l'administration par voie orale et que les amines aromatiques libérées ont été absorbées par la circulation systémique (Environnement Canada et Santé Canada, en cours). La bioabsorption des métabolites d'amines aromatiques de taille relativement plus petite devrait prédominer sur l'absorption des colorants d'origine intacts. Le clivage réducteur des liaisons azoïques est donc considéré comme la principale voie de bioactivation des colorants directs azoïques et des colorants réactifs azoïques.

Seules des données limitées relatives aux effets sur la santé ont été recensées pour les 69 substances (61 colorants directs azoïques et 8 colorants réactifs azoïques) (annexe C). Cette évaluation met l'accent sur les 21 substances (18 colorants directs azoïques et 3 colorants réactifs azoïques) pour lesquelles une exposition potentielle a été recensée (consulter la section 7.1). Puisque les données disponibles pour ces 21 substances sont limitées, les renseignements sur la santé de leur composante d'amines aromatiques ont été pris en compte pour déterminer le potentiel de risque de ces substances. De même, les données sur les autres substances ayant une structure similaire qui ne font pas partie de ces sous-groupes ont également été prises en compte.

Le Direct Orange 26 et le n^o CAS 83221-56-1 sont considérés comme étant toxicologiquement équivalents puisque ces deux substances contiennent la même portion organique et le même ion sodium. De même, les données empiriques sur le Direct Yellow 11 et le Direct Red 81 s'appliquent à leurs sels (sels de lithium et de triéthanolamine, respectivement). Les effets potentiels sur la santé du lithium-ion et du triéthanolamine ne sont pas jugés pertinents pour l'évaluation des effets sur la santé de ces colorants puisque ces petites molécules très hydrosolubles seront éliminées pendant les processus de teinture et de nettoyage, et que par conséquent, elles ne sont pas présentes dans les produits finis (communication personnelle, courriel de M. H. Freeman, Ph. D., NorthCarolina State University, 2013; source non citée).

Dans les sections suivantes, le potentiel de clivage réducteur des liaisons azoïques et les effets critiques sur la santé, notamment la cancérogénicité, la génotoxicité et d'autres effets sur la santé, sont évalués pour les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques, respectivement.

7.2.1 Colorants directs azoïques

7.2.1.1 Les 18 colorants directs azoïques présentant un potentiel d'exposition

Le Direct Black 56, le Direct Blue 71, le Direct Green 28, le Direct Orange 26, le Direct Orange 39, le Direct Red 31, le Direct Red 81, sel de triéthanolamine, le Direct Violet 51, le Direct Yellow 11, le Direct Yellow 11, sel de lithium, le Direct Yellow 12, le Direct Yellow 28, le Direct Yellow 34, le Direct Yellow 50, le n^o CAS 28706-21-0, le n^o CAS 71033-21-1, le n^o CAS 83221-56-1 et le n^o CAS 84878-17-1 ont été recensés comme des colorants utilisés dans des produits offerts aux consommateurs sur le marché canadien et par conséquent, la population générale pourrait être exposée à ces substances (se reporter à la section 7.1).

7.2.1.1.1 Clivage potentiel des liaisons azoïques

Le clivage réducteur des liaisons azoïques a été testé in vitro pour certains des colorants directs azoïques dans des conditions anaérobies avec des cultures bactériennes fécales humaines ou dans des conditions aérobies avec la culture de bactéries de la peau humaine, Staphylococcus epidermidis ou Micrococcus luteus, pendant 24 heures (BRI, 2012, 2013a, b). Les résultats sont résumés dans le tableau 7-2. Dans l'ensemble, tous les colorants directs azoïques ont subi un clivage réducteur des liaisons azoïques dans les deux types conditions, mais à divers degrés d'achèvement.

De plus, d'autres études ont également démontré la biodégradation du Direct Blue 71 (Abadulla et al., 2000; Tauber et al., 2008; Hsu et al., 2012), du Direct Orange 39 (Jadhav et al., 2010) et du Direct Violet 51 (Enayatzamir et al., 2009; Corso et al., 2012) par des bactéries Pseudomonas ou des champignons.

D'après les renseignements disponibles, on considère que les 18 colorants directs azoïques ont le potentiel d'être coupés à la liaison azoïque après un contact avec la microflore de la peau ou de l'intestin.

7.2.1.1.2 Cancérogénicité et génotoxicité

Le potentiel de cancérogénicité et de génotoxicité des 18 colorants directs azoïques a été évalué en fonction des données empiriques sur les colorants et leurs produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques (à savoir, les amines aromatiques) et les substances ayant une structure similaire au sein ou en dehors de ce sous-groupe.

Aucune donnée d'essai biologique sur le cancer pour les 18 colorants directs azoïques n'a été recensée. Des données limitées sur la génotoxicité ont été recensées pour 8 colorants directs azoïques, comme le montre le tableau 7-3.

In vivo, le Direct Red 81 (données applicables au Direct Red 81, sel de triéthanolamine) et le Direct Yellow 12 ont fortement induit la formation de micronoyaux dans la moelle osseuse des souris après une injection intrapéritonéale; ces deux substances ont également entraîné une cytotoxicité pour les érythrocytes de la moelle osseuse des souris (Przybojewska et al., 1989). Le Direct Red 81 n'a pas induit de mutations létales dominantes dans les cellules germinales des souris après une injection intrapéritonéale (Przybojewska et al., 1988).

In vitro, des tests d'Ames ont été effectués, que ce soit dans des conditions standard ou dans des conditions réductrices (avec et sans mononucléotide flavine [FMN]), pour quatre colorants directs azoïques chez des souches TA98 et TA100 de Salmonella typhimurium avec activation métabolique (ILS, 2011). Le Direct Blue 71 s'est avéré positif sur les deux souches avec et sans FMN; le Direct Yellow 12 s'est avéré positif sur les deux souches avec FMN, mais négatif sur les deux souches sans FMN; le Direct Yellow 50 était positif sur la souche TA98 avec et sans FMN, positif sur la souche TA100 avec FMN et négatif sur la souche TA100 sans FMN; et le Direct Green 28 s'est avéré négatif sur les deux souches avec et sans FMN. Dans les tests d'Ames standard, le Direct Yellow 11 était négatif sur les souches TA98, TA100, TA1535 et TA1537, et le Direct Orange 39 était négatif sur les souches TA97, TA98, TA100, TA102, TA1535 et TA1537, avec et sans activation métabolique (Zeiger et al., 1987; ETAD, 1988; REACH, 2013a). Le Direct Red 81 et le Direct Yellow 12 étaient négatifs sur les souches TA97, TA98, TA1535, TA1537 et TA1538 avec et sans activation métabolique (Przybojewska et al., 1989). Le Direct Orange 39 était négatif dans les tests d'aberration chromosomique sur des cellules V79 et dans les tests de mutation génique sur des cellules de lymphome de souris, avec et sans activation métabolique (REACH, 2013a). In vitro, le Direct Red 81 n'a pas induit de dommages ni de réparations à l'ADN (synthèse d'ADN non programmée) dans des hépatocytes primaires de rats (Palus et al., 1995). En outre, le Direct Orange 39, le Direct Red 31 et le Direct Yellow 12 n'ont pas induit de réponse SOS (test umu) dans des bactéries (Nakamura et al., 1993).

Dans l'ensemble, les données disponibles sur la génotoxicité indiquent que parmi les huit colorants directs azoïques, seul le Direct Yellow 12 a des résultats positifs in vivo et in vitro; bien que le Direct Red 81 ait présenté une certaine clastogénicité et cytotoxicité in vivo, il n'a présenté aucune mutagénicité in vivo ou in vitro. Le Direct Blue 71 et le Direct Yellow 50 étaient mutagènes chez les bactéries dans une étude.

7.2.1.1.2.1 Renseignements sur la santé relatifs aux substances ayant une structure similaire

En raison du manque de données sur la cancérogénicité des colorants directs azoïques dans la présente évaluation, des recherches pour trouver d'autres substances ayant une structure similaire à l'extérieur de ce sous-groupe pour lesquelles des données d'essais biologiques sur le cancer existent ont été effectuées à l'aide de la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013), des bases de données internes de Santé Canada, ChemIDplus (1993–) et de la documentation sur la toxicologie (Toxnet et SciFinder). Les critères de recherche incluaient la catégorie d'application des colorants, des caractéristiques structurelles (absence de la partie à base de benzidine, présence de benzène ou d'anneaux de naphtalène, nombre de liaisons azoïques et présence de substituants d'acide sulfonique), les propriétés physiques et chimiques (taille moléculaire et solubilité) et le mode d'action (potentiel de rejet des mêmes amines aromatiques par clivage réducteur des liaisons azoïques). Aucune donnée d'essai biologique sur le cancer pour les colorants directs azoïques n'a été recensée. Toutefois, trois colorants acides azoïques (amarante, nouvelle coccine et Acid Red 1) ont été recensés. Les effets sur la santé de l'amarante et de la nouvelle coccine ont été évalués de concert avec ceux de certains colorants acides azoïques dans le cadre d'une évaluation préalable distincte en vertu du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada et Santé Canada, en cours). Les effets sur la santé de l'Acid Red 1 ont été examinés par le Comité mixte de l'Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture (FAO) et de l'Organisation mondiale de la Santé (OMS) d'experts des additifs alimentaires (JECFA) (OMS, 1981). Aucune preuve de cancérogénicité de ces trois substances n'a été trouvée chez les animaux de laboratoire.

7.2.1.1.2.2 Produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques

Les données disponibles indiquent que les amines aromatiques sulfonées présentent généralement un faible potentiel de cancérogénicité et de génotoxicité en raison de leur électronégativité et de leur hydrosolubilité élevées (Marchisio et al., 1976; Lin et Solodar, 1988; Jung et al., 1992; boîte à outils RQSA de l'OCDE, 2013). Puisque les composantes d'amines aromatiques des 18 colorants directs azoïques ne contiennent pas toutes une partie d'acide sulfonique, le potentiel de carcinogénicité et de génotoxicité des produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques qui sont non sulfonés ont été pris en compte pour déterminer les effets sur la santé de leurs colorants d'origine.

Des données empiriques provenant d'essais biologiques sur le cancer ou sur la génotoxicité ont été recensées pour certains des produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques des 18 colorants directs azoïques. Ces données ainsi que l'état de sulfonation de ces produits prévus (soit les amines aromatiques) sont présentés et résumés à l'annexe C.

Parmi les six amines aromatiques (4-nitroaniline, p-phénylènediamine, aniline, acide 4,4ó-diaminostilbène-2,2ó-disulfonique, acide 7-aminonaphtalène-1,3-disulfonique, acide 5-aminosalicylique) pour lesquelles des données d'essais biologiques sur le cancer sont disponibles, l'aniline est la seule substance à avoir démontré clairement une preuve de cancérogénicité chez les rats mâles. Les colorants à base d'aniline, c'est-à-dire le Direct Black 56, le Direct Orange 26, le Direct Red 31 et le n^o CAS 83221-56-1, peuvent avoir des effets similaires sur la santé si une quantité substantielle d'aniline est rejetée par clivage azoïque. Toutefois, on ignore dans quelle mesure la réduction des liaisons azoïques de ces colorants se déroule in vivo pour libérer de l'aniline. On considère que le Direct Green 28, le Direct Orange 39, le Direct Red 81 (équivalent au Direct Red 81, sel de triéthanolamine dans les produits finis), le Direct Yellow 11 et son sel de lithium, le Direct Yellow 12, le Direct Yellow 28 et le n^o CAS 71033-21-1 ont un faible potentiel carcinogène selon l'information sur les produits prévus du clivage des liaisons azoïques (manque de preuves de cancérogénicité dans les études sur des animaux de laboratoire ou la présence de substituants d'acide sulfonique). Le potentiel carcinogène du Direct Blue 71, du Direct Violet 51, du Direct Yellow 34, du Direct Yellow 50, du n^o CAS 28706-21-0 et du n^o CAS 84878-17-1 peut ne pas être déterminé de façon concluante en raison du manque de données empiriques sur leurs composants non sulfonés d'amines aromatiques.

En ce qui concerne la génotoxicité, les données disponibles indiquent que l'aniline et la p-phénétidine démontrent un certain potentiel de génotoxicité in vivo et in vitro, ce qui laisse entendre que le Direct Black 56, le Direct Orange 26, le Direct Red 31, le Direct Yellow 12 et le n^o CAS 83221-56-1 peuvent aussi avoir des effets génotoxiques similaires. Une fois de plus, on ignore dans quelle mesure l'aniline et la p-phénétidine sont libérées de ces colorants in vivo. Pour le Direct Yellow 12, les résultats sont uniformes entre le colorant d'origine (Direct Yellow 12) et son métabolite (p-phénétidine). Bien que la p-phénylènediamine ait montré certains effets génotoxiques in vitro, les résultats de l'essai in vivo se sont avérés négatifs. La 4-nitroaniline est considérée comme ayant un faible potentiel génotoxique. Le potentiel de génotoxicité du 4-nitroaniline est considéré comme faible. L'acide 5-aminosalicylique n'est pas génotoxique.

D'après les renseignements disponibles, on considère que le Direct Black 56, le Direct Orange 26, le Direct Red 31, le Direct Yellow 12 et le n^o CAS 83221-56-1 présentent un potentiel génotoxique. On considère que le Direct Green 28, le Direct Orange 39, le Direct Red 81 (équivalent au Direct Red 81, sel de triéthanolamine dans les produits finis), le Direct Yellow 11 et son sel de lithium, le Direct Yellow 28 et le n^o CAS 71033-21-1 ont un faible potentiel carcinogène selon l'information sur les produits prévus du clivage des liaisons azoïques (manque de preuves de génotoxicité dans les études sur des animaux de laboratoire ou la présence de substituants d'acide sulfonique). Le potentiel génotoxique du Direct Blue 71, du Direct Violet 51, du Direct Yellow 34, du Direct Yellow 50, du n^o CAS 28706-21-0 et du n^o CAS 84878-17-1 peut ne pas être déterminé de façon concluante en raison du manque de données empiriques sur leurs composants non sulfonés d'amines aromatiques.

7.2.1.1.3 Autres effets sur la santé

7.2.1.1.3.1 Toxicité à doses répétées

Parmi les 18 colorants, des données empiriques sur la toxicité à des doses répétées ont uniquement été trouvées pour le Direct Orange 39 dans un dossier REACH (une étude) (REACH, 2013a). Les recherches pour trouver des substances ayant une structure similaire ne faisant pas partie de ce sous-groupe pour lesquelles des données sur la toxicité à des doses répétées existent ont été effectuées à l'aide de la même approche que celle décrite ci-dessus. Six autres substances ont été identifiées : le Direct Black 19 a été recensé dans la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013) et dans le domaine public (REACH, 2013b); l'Acid Black 210 a été recensé comme analogue du Direct Black 19 (REACH, 2013b); un colorant direct azoïque, NSN, a été recensé dans une base de données interne de Santé Canada; l'amarante, la nouvelle coccine et l'Acid Red 1 ont été recensés dans ChemIDplus (1993-). Des données relatives aux effets sur la santé à la suite d'une exposition chronique et subchronique étaient disponibles pour l'amarante, la nouvelle coccine et l'Acid Red 1, tandis que des données toxicologiques pour le Direct Orange 39, le Direct Black 19 et l'Acid Black 210 sont uniquement disponibles pour une exposition à court terme. Parmi les six autres substances recensées, les données relatives aux effets sur la santé pour l'Acid Red 1 sont d'une importance particulière puisque ce colorant libère de l'aniline lors du clivage réducteur des liaisons azoïques et provoque des effets sur la santé semblables à ceux de l'aniline. L'aniline est le seul produit prévu du clivage réducteur des liaisons azoïques qui soit possiblement libéré des 18 colorants directs azoïques et qui possède une indication de la cancérogénicité (voir ci-dessus). D'après les données disponibles dans la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013), l'aniline est également l'une des plus puissantes amines aromatiques qui n'est pas à base de benzidine en ce qui a trait à la toxicité chronique. Les doses avec effet pour l'Acid Red 1 représentent donc la limite inférieure de l'éventail des doses avec effets possibles sur la santé pour les 18 colorants directs azoïques. Toutefois, en raison de la diversité structurale, les renseignements sur la santé relatifs aux six substances supplémentaires n'englobent pas nécessairement les effets généraux sur la santé des 18 colorants directs azoïques. Ces renseignements fournissent plutôt un éventail des doses sans effet nocif observé (DSENO) sous lesquelles aucun effet sur la santé n'est attendu.

Les tableaux 7-4 et 7-5 présentent les seuils d'effets critiques disponibles pour ces substances en cas d'exposition par voie orale et par voie cutanée, respectivement. Les données sur les effets sur la santé pour le Direct Orange 39, le Direct Black 19, l'Acid Black 210 et l'Acid Red 1 sont résumées ci-dessous. L'amarante et la nouvelle coccine ont été évaluées de concert avec certains colorants acides azoïques dans le cadre d'une évaluation préalable distincte dans laquelle les résumés plus détaillés de leurs effets sur la santé ont été présentés (Environnement Canada et Santé Canada, en cours). Une fourchette de DSENO a été déterminée à partir d'études de toxicité à doses répétées par voie orale pour le Direct Orange 39 et les six substances supplémentaires. Cette fourchette est comprise entre 26 et 300 mg/kg p.c. par jour. Les données relatives à la voie cutanée étaient limitées; une dose d'essai unique était utilisée dans les études de toxicité cutanée à court terme et chroniques disponibles.

Direct Orange 39

Les données sur la toxicité pour le Direct Orange 39 ont été rapportées dans un dossier REACH (REACH, 2013a). Dans le cadre d'une étude de toxicité à doses répétées avec un essai combiné de dépistage de la toxicité à des doses répétées, pour la reproduction et pour le développement, mené conformément à la ligne directrice 422 de l'OCDE, des rats Wistar ont été exposés par gavage au Direct Orange 39 à des doses de 0, 30, 300 ou 750 mg/kg p.c. par jour pendant 15 jours avant l'accouplement et jusqu'à 4 jours après la mise bas pour les femelles et pendant un total de 42 jours pour les mâles. Pour cette étude, la DSENO se chiffrait à 300 mg/kg p.c. par jour et la DMENO se chiffrait à 750 mg/kg p.c. par jour pour la toxicité systémique, y compris les réductions observées en matière d'hémoglobine, d'érythrocytes et de l'hématocrite avec une augmentation du volume moyen de globules rouges et de la teneur en hémoglobine du globule rouge chez les mâles exposés; la réduction du gain de poids corporel (mâles), la perte de poids corporel (femelles), la diminution de l'alimentation (les deux sexes) ainsi que l'augmentation de la consommation d'eau (les deux sexes) et du poids du foie et des reins (les deux sexes); les effets sur la reproduction et le développement en raison de la toxicité maternelle, comme une durée de gestation légèrement accrue, la réduction de la taille des portées, la réduction du poids corporel des petits, le nombre plus faible de corps jaunes et de sites d'implantation, ainsi que l'augmentation des pertes pré-implantation et post-implantation.

Direct Black 19 (substance supplémentaire, n^o CAS 6428-31-5)

Le Direct Black 19 est le seul colorant direct azoïque ne faisant pas partie de ce sous-groupe qui disposait de données empiriques dans la documentation accessible à tous, données qui étaient rapportées dans un autre dossier REACH (REACH, 2013b). Dans le cadre d'une étude de toxicité à doses répétées avec un essai combiné de dépistage de la toxicité à des doses répétées, pour la reproduction et pour le développement, mené conformément à la ligne directrice 422 de l'OCDE, des rats Wistar ont été exposés par gavage au Direct Black 19 à des doses de 0, 20, 80 ou 320 mg/kg p.c. par jour pendant 14 jours avant l'accouplement et jusqu'à 4 jours après la mise bas pour les femelles et pendant un total de 42 jours pour les mâles. D'autres rats mâles et femelles du groupe satellite ont été exposés à la dose la plus élevée pendant 42 jours puis observés pendant 2 semaines. La DSENO pour cette étude se chiffrait à 80 mg/kg p.c. par jour et la DMENO se chiffrait à 320 mg/kg p.c. par jour pour la toxicité systémique ainsi que pour la toxicité sur la reproduction et le développement, d'après l'accumulation de fibrose et de pigment dans myocarde, le muscle du larynx et les muscles squelettiques (plus grave chez les femelles que chez les mâles) et une modification atrophique dans le thymus des femelles observée après 2 semaines de récupération. Une réduction du nombre de petits vivants, une augmentation des pertes pré-implantation, une baisse du poids moyen des portées et une réduction du poids moyen des petits, attribuées à la toxicité maternelle, ont également été constatées. Une accumulation de pigment dans d'autres tissus (cerveau, rate, glande thyroïdienne et reins), une réduction du gain de poids corporel, une modification de certaines mesures urinaires et de chimie clinique, des changements hématologiques (plaquettes, numération leucocytaire, temps de prothrombine et temps de thromboplastine partielle) et des modifications de poids des organes (thymus, cœur et rate) ont également été observés (REACH, 2013b).

Acid Black 210 (substance supplémentaire)

Le dossier REACH concernant le Direct Black 19 inclut également des données pour l'Acid Black 210 à titre de renseignement de santé à l'appui (REACH, 2013b). Dans le cadre d'une étude de toxicité à doses répétées avec un essai combiné de dépistage de la toxicité à des doses répétées, pour la reproduction et pour le développement, mené conformément à la ligne directrice 422 de l'OCDE, des rats Wistar ont été exposés par gavage à l'Acid Black 210 à des doses de 50, 150 ou 450 mg/kg p.c. par jour pendant 14 jours avant l'accouplement et jusqu'à 4 jours après la mise bas pour les femelles et pendant un total de 42 jours pour les mâles. D'autres rats mâles et femelles du groupe satellite ont été exposés à la dose la plus élevée pendant 42 jours puis observés pendant 2 semaines de plus. La DSENO pour les effets systémiques s'est établie à 150 mg/kg p.c. par jour, d'après l'élargissement léger de la rate et les modifications légères de la coloration (chez les deux sexes), une hématopoïèse splénique légère (chez les mâles), une hypertrophie des gaines lymphoïdes (chez les mâles) et une urine d'un jaune éclatant contenant des leucocytes (chez les mâles); la DMENO a quant à elle été fixée à 450 mg/kg p.c. par jour, d'après des modifications importantes de paramètres hématologiques et de chimie clinique, des changements de coloration et de poids sur plusieurs organes, une hématopoïèse extramédulaire dans la rate et une hypertrophie des gaines lymphoïdes. La dose sans effet observé (DSEO) relative à la toxicité pour la reproduction et le développement a été fixée à 150 mg/kg p.c. par jour et la DMENO a été fixée à 450 mg/kg p.c. par jour, d'après la baisse du nombre total de petits vivants et du nombre moyen de petits par portée, une motilité légèrement plus lente des spermatozoïdes, un nombre légèrement réduit du nombre de femelles atteignant la gravidité et la réduction de nombre de corps jaunes et d'implantations dans l'utérus (REACH, 2013b).

Acid Red 1 (substance supplémentaire, n^o CAS 3734-67-6)

La structure moléculaire de l'Acid Red 1 contient du 1-hydroxyl, du 2-phénylazo et des parties acides du 3-naphtalènesulfonique, comme les structures moléculaires du Direct Orange 26, du Direct Red 31 et du n^o CAS 83221-56-1. Cela laisse entendre un potentiel et un taux de clivage réducteur des liaisons azoïques comparables pour le rejet d'aniline, entraînant un résultat semblable sur la santé pour ces substances. Dans les études sur des animaux (y compris des études de la toxicité à court terme, subchronique, chronique, pour la reproduction et le développement sur deux générations) examinées par le JECFA (OMS, 1981), après une exposition par voie orale (par gavage ou par voie alimentaire) à l'Acid Red 1 de rats et de lapins, de l'aniline et des métabolites d'aniline (environ la moitié de la dose administrée) ont été détectés dans l'urine des animaux exposés. Les effets sur la santé communément induits par l'aniline, comme la méthémoglobinémie, les corps de Heinz, la réticulocytose, la baisse de l'hémoglobine, des valeurs d'hématocrite et de la numération globulaire ainsi que l'augmentation du poids de la rate et de l'érythropoïèse dans le foie, la rate et la moelle osseuse, ont été observés chez les rats et les souris exposés par voie orale dans des études de toxicité à doses répétées. Aucune preuve de cancérogénicité n'a été observée chez les rongeurs exposés jusqu'à la dose d'essai la plus élevée (souris, jusqu'à 0,625 % dans l'alimentation [812,5 mg/kg p.c. par jour] pendant 80 semaines; rats, jusqu'à 0,16 % dans l'alimentation [80 mg/kg p.c. par jour] pendant deux ans). Le JECFA a estimé que la DSENO pour les souris se chiffrait à 0,025 % dans l'alimentation pendant 80 semaines (soit 26 à 43 mg/kg p.c. par jour), que la DSENO pour les rats se chiffrait à 0,016 % dans l'alimentation pendant 2 ans (soit 8 mg/kg p.c. par jour; DMENO = 32 mg/kg p.c. par jour d'après l'hypertrophie de la rate, l'hémosidérine et la nécrose) (OMS, 1981). En tenant compte du fait que l'aniline était le macronutriment toxique de l'Acid Red 1, les données qui s'y rapportent (Santé Canada, 2011a) ont été utilisées pour déterminer le point de départ de la toxicité à doses répétées par voie orale pour l'Acid Red 1. Dans les études de toxicité chronique par voie orale, la DMENO la plus faible pour l'aniline se chiffrait à 7,2 mg/kg p.c. par jour chez les rats CD-F mâles exposés, tandis que chez les rates CD-F exposées, la DSENO et à la DMENO se chiffraient à 7,2 et à 21,6 mg/kg p.c. par jour, respectivement. Chez les rats Wistar mâles exposés à l'aniline, les rats Fischer 344 (mâles et femelles) et les souris B6C3F₁ (mâles et femelles), les DMENO rapportées étaient toutes aux doses les plus élevées. Les DSENO observées chez les rats et les souris exposés à l'Acid Red 1 se chiffraient à 8 et à 26 mg/kg p.c. par jour, respectivement, soit l'équivalent de 1,5 à 4,8 mg/kg p.c. par jour d'aniline, en supposant que l'aniline est totalement rejetée à partir de l'Acid Red 1. Puisque ces DSENO calculées sont toutes inférieures à la DMENO la plus faible pour l'aniline (7,2 mg/kg p.c. par jour), la DSENO plus élevée de 26 mg/kg p.c. par jour a été utilisée comme point de départ pour l'Acid Red 1.

7.2.1.1.3.2 Toxicité aiguë

Les données de toxicité aiguë par voie orale rapportées dans les dossiers REACH (REACH, 2013a, b) pour le Direct Orange 39 (pureté de 27 %) et le Direct Black 19 (substance supplémentaire) indiquent qu'aucun décès ou effet nocif n'a été observé chez des rats exposés par gavage au Direct Orange 39 ou au Direct Black 19 à des doses de 2 000 mg/kg p.c. Les données de toxicité aiguë par voie cutanée rapportées par REACH (2013a) pour le Direct Orange 39 ont également indiqué qu'aucun décès ou effet nocif n'a été observé à des doses de 2 000 mg/kg p.c. chez les rats et les lapins. En l'absence de données de toxicité aiguë pour les autres colorants directs azoïques, ces substances sont considérées comme présentant une toxicité aiguë par voie orale et par voie cutanée généralement faible, d'après les données disponibles pour le Direct Orange 39 et le Direct Black 19 ainsi que les données relatives à certains colorants acides azoïques (Environnement Canada et Santé Canada, en cours).

7.2.1.1.3.3 Sensibilisation et irritation

Certains colorants directs azoïques ont été signalés par les intervenants de l'Union européenne en vue de leur classification en matière de sensibilisation et d'irritation : le Direct Orange 39 et le Direct Yellow 11 comme sensibilisant cutané de catégorie 1; le Direct Blue 71, le Direct Orange 26, le Direct Orange 39, le Direct Red 81, le Direct Violet 51, le Direct Yellow 12, le Direct Yellow 28, le n° CAS 83221-56-1 et le n° CAS 84878-17-1 comme irritant oculaire de catégorie 2; le Direct Orange 26, le Direct Red 81 et le no CAS 83221-56-1 comme irritant cutané de catégorie 2; et le Direct Orange 39 dans la catégorie 3 de toxicité chronique pour certains organes cibles – exposition unique (ECHA, 2013).

Certaines données d'évaluation de la sensibilisation et de l'irritation du Direct Orange 39 ont été rapportées dans le dossier REACH (2013a). Des résultats incohérents dans les essais sur la sensibilisation chez des cobayes et des résultats négatifs dans le test épicutané chez les humains ont été constatés. Le Direct Orange 39 a induit une irritation cutanée modérée et une légère irritation oculaire chez les lapins.

7.2.1.2 Les colorants directs azoïques restants

Aucune donnée empirique sur les effets sur la santé n'a été recensée pour les 43 autres colorants directs azoïques pour lesquels l'exposition potentielle n'a pas été définie (annexe C). Parmi ces substances, sept colorants directs azoïques peuvent éventuellement rejeter des amines aromatiques figurant sur EU22, par l'intermédiaire du clivage réducteur des liaisons azoïques : le Direct Red 62, le n^o CAS 72749-87-2, le n^o CAS 83232-30-8 et le n^o CAS 83232-32-0 peuvent rejeter de l'o-toluidine (n^o CAS 95-53-4); le Direct Red 26 et le n^o CAS 72749-88-3 peuvent rejeter de l'o-anisidine (n^o CAS 90-04-0); et le n^o CAS 84878-16-0 peut rejeter du 4,4′-thiobisbenzénamine (n^o CAS 139-65-1).

7.2.2 Colorants réactifs azoïques

7.2.2.1 Trois colorants réactifs azoïques présentant un potentiel d'exposition

Le Reactive Black 5, le Reactive Black 158 et le Reactive Blue 225 ont été définis comme étant utilisés dans des produits offerts aux consommateurs sur le marché canadien et par conséquent, la population générale pourrait être exposée à ces substances (se reporter à la section 7.1).

7.2.2.1.1 Clivage potentiel des liaisons azoïques

Le clivage réducteur des liaisons azoïques du Reactive Black 5 a été testé dans des conditions anaérobies et aérobies (BRI, 2013a, b). Le Reactive Black 5 était clivé dans ces deux conditions; une réduction progressive et incomplète de la liaison azoïque se produisait sur 24 heures avec des cultures bactériennes fécales humaines, et une réduction complète de la liaison azoïque se produisait en moins d'une heure avec la culture de deux espèces de bactéries de la peau humaine, Staphylococcus epidermidis ou Micrococcus luteus (BRI, 2013a, b). De plus, une biodégradation par des champignons ou des enzymes fongiques in vitro a également été rapportée pour le Reactive Black 5 et d'autres colorants réactifs azoïques (à savoir le Reactive Black 19 et le Reactive Black 221) (Abadulla et al., 2000; Tauber et al., 2008).

Les données d'études in vivo dans lesquelles une seule dose de Reactive Black 5 a été administrée par gavage ont démontré que le Reactive Black 5 a été absorbé et qu'il a principalement été excrété dans les matières fécales et, dans une moindre mesure, dans l'urine. Le métabolite principal identifié provenait du clivage réducteur des liaisons azoïques (dossier REACH, 2013c).

D'après les données déduites à partir du Reactive Black 5, on considère que le Reactive Black 158 et le Reactive Blue 225 ont le potentiel de subir un clivage réducteur des liaisons azoïques étant donné qu'aucune donnée empirique pour ces deux colorants réactifs azoïques n'a été recensée.

7.2.2.1.2 Cancérogénicité et génotoxicité

Aucune donnée adéquate d'essai biologique sur le cancer pour les trois colorants directs azoïques n'a été recensée. Une étude plus ancienne a examiné la cancérogénicité du Reactive Black 5 chez les rats et les souris par administration orale; toutefois, l'évaluation des effets liés à la dose a été impossible puisqu'aucun groupe témoin simultané n'a été utilisé (REACH, 2013c).

Des données sur la génotoxicité in vivo et in vitro pour le Reactive Black 5 ont été rapportées dans le dossier REACH (2013c). Le Reactive Black 5 n'induisait pas d'aberrations chromosomiques chez des hamsters de Chine ni de formation de micronoyaux chez des souris après une exposition unique par voie orale (gavage). Il ne produisait aucune mutation génique chez les bactéries (test d'Ames) avec ou sans activation métabolique. De plus, un produit prévu du clivage réducteur des liaisons azoïques du Reactive Black 5 et du Reactive Blue 225, l'hydrogénosulfate de 2-[(*p-aminophényl)sulfonyl]éthyle (n^o CAS 2494-89-5), n'induisait pas d'aberrations chromosomiques dans les cellules mammaliennes ni de mutations géniques chez les bactéries (test d'Ames) in vitro avec ou sans activation métabolique (REACH, 2013d). Même si aucune donnée d'essai sur la génotoxicité pour le Reactive Black 158 et le Reactive Blue 225 n'a été recensée, toutes leurs composantes d'amines aromatiques sont sulfonées (annexe C) et, par conséquent, devraient présenter un faible potentiel génotoxique.

Dans l'ensemble, on considère que les trois colorants réactifs azoïques présentent un faible potentiel de cancérogénicité et de génotoxicité.

7.2.2.1.3 Autres effets sur la santé

Toxicité à doses répétées

Des données sur la toxicité à doses répétées n'ont été recensées que pour le Reactive Black 5. Deux études par voie orale pour le Reactive Black 5 ont été rapportées dans le dossier REACH (2013c). Dans l'étude à court terme (21 jours), des rats albinos ont été exposés par gavage au Reactive Black 5 à des doses de 500 mg/kg p.c. par jour, 5 jours par semaine, pendant 3 semaines (14 expositions au total), avant une période d'observation de 3 jours. Aucun effet sur la santé lié au traitement n'a été constaté, d'après les signes cliniques, les poids corporels, les analyses d'urine, les analyses hématologiques, ainsi que les examens macroscopiques et microscopiques. Dans l'étude sur la toxicité pour le développement, des rates Wistar gravides ont été exposées par gavage à du Reactive Black 5 à des doses de 1 000 mg/kg p.c. par jour au cours des jours de gestation 7 à 16. Aucun effet sur la santé lié au traitement sur les mères ni sur le développement des fœtus n'a été constaté (une décoloration noire des selles et une décoloration bleue de l'urine ont été observées chez les mères en lien avec l'excrétion du colorant). Les renseignements sur la santé fournis par ces deux études sont limités puisqu'une seule dose a été mise à l'essai dans chacune de ces études.

Toxicité aiguë

Des données de toxicité aiguë pour le Reactive Black 5 ont été rapportées dans le dossier REACH (2013c). Le Reactive Black 5 n'a pas entraîné de décès ni d'effets nocifs chez les animaux de laboratoire (une décoloration légèrement bleutée des couches supérieures de la peau [derme et hypoderme] ainsi qu'une décoloration violette des reins ont été observées) dans le cadre d'essais de toxicité orale chez des rats exposés par gavage à 5 000 mg/kg p.c.

Sensibilisation et irritation

Le Reactive Blue 225 a été classé comme sensibilisant cutané de catégorie 1 (ECHA, 2013). Des intervenants de l'Union européenne ont avisé que le Reactive Black 5 devait être classé comme suit : sensibilisation respiratoire de catégorie 1, lésions oculaires de catégorie 1, irritation cutanée de catégorie 2, irritation oculaire de catégorie 2 et toxicité chronique pour certains organes cibles – exposition unique de catégorie 3 (ECHA, 2013).

En outre, il a été signalé que le Reactive Black 5 avait induit de l'asthme, des rhinites et des tests épicutanés positifs chez certains patients (Estlander, 1988; Nilsson et al., 1993; Pérez-Crespo et al., 2009; REACH, 2013c). La plupart des patients avaient été exposés à des colorants réactifs dans leur milieu professionnel.

Chez les animaux de laboratoire, le Reactive Black 5 n'a pas causé d'irritation cutanée ou oculaire chez les lapins ni de sensibilisation cutanée chez les cobayes. Le Reactive Black 5 n'a pas entraîné de sensibilisation respiratoire chez les cobayes, même si de l'immunoglobuline G et des anticorps allergiques avaient été induits dans certaines études sans altérer la fonction pulmonaire générale des cobayes (REACH, 2013c).

7.2.2.2 Les cinq autres colorants réactifs azoïques

Aucune donnée empirique sur les effets sur la santé concernant les cinq autres colorants réactifs azoïques n'a été recensée (annexe C). Étant donné que ces colorants réactifs azoïques et leurs composantes d'amines aromatiques sont tous sulfonés, on considère qu' ils ont un faible potentiel de cancérogénicité et de génotoxicité.

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

Colorants directs azoïques

Même si des preuves de clivage réducteur des liaisons azoïques existent pour certains des colorants directs azoïques, il existe une incertitude quant à la vitesse et à la portée de la réduction des liaisons azoïques et à propos de la stabilité des produits du clivage réducteur des liaisons azoïques, éléments qui auraient une influence sur les effets sur la santé associés à ces substances. Par exemple, l'Acid Red 1 n'était pas cancérogène chez les animaux de laboratoire, bien que l'un de ses produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques soit l'aniline, un produit qui a induit des effets cancérogènes chez les rats mâles. Il existe aussi une incertitude quant aux produits du clivage réducteur des liaisons azoïques, produits dont les effets sur la santé éventuels n'ont pas fait l'objet d'une enquête ou été caractérisés convenablement.

Il y a une forte incertitude en ce qui concerne les effets réels sur la santé des colorants directs azoïques puisque la majorité de ces colorants n'ont pas été mis à l'essai. De plus, en raison de la diversité structurale, les substances supplémentaires identifiées ne peuvent pas être considérées comme des équivalents toxicologiques de ces colorants.

Il existe aussi une incertitude quant aux effets potentiels sur la santé de la présence dans les colorants de traces d'impuretés ou de composantes mineures dont la composition est variable ou inconnue.

Colorants réactifs azoïques

En ce qui concerne les colorants réactifs azoïques, des données empiriques portant sur les effets sur la santé n'ont été recensées que pour le Reactive Black 5. Il existe une certaine incertitude relative à l'application des données déduites à partir d'analogues pour le clivage réducteur des liaisons azoïques pour les substances pour lesquelles il n'y a pas de données empiriques. De plus, il y a une forte incertitude en ce qui concerne les effets réels sur la santé de ces substances pour lesquelles il n'y a pas de données. Cependant, étant donné que ces colorants et leurs produits prévus du clivage réducteur des liaisons azoïques (amines aromatiques) sont tous sulfonés, on considère généralement qu'ils présentent un faible potentiel de risque.

7.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

7.3.1 Colorants directs azoïques

Pour la population générale du Canada, les milieux naturels ne sont pas considérés comme étant une source importante d'exposition aux colorants directs azoïques. Par conséquent, le risque pour la santé humaine provenant de ces sources est considéré comme étant faible.

Quatorze des colorants directs azoïques (Direct Black 56, Direct Green 28, Direct Orange 26, Direct Orange 39, Direct Red 31, Direct Red 81, sel de triéthanolamine, Direct Violet 51, Direct Yellow 12, Direct Yellow 28, Direct Yellow 50, n^o CAS 28706-21-0, n^o CAS 71033-21-1, n^o CAS 83221-56-1 et n^o CAS 84878-17-1) ont été recensés comme des colorants utilisés dans les textiles. Les limites d'exposition quotidienne aux 14 colorants en lien avec un contact cutané direct et prolongé sont comprises entre 0,0026 et 0,004 mg/kg p.c. par jour. Les limites d'exposition quotidienne à ces colorants découlant du mâchonnement de textiles par des nourrissons ont été estimées à 2,7 × 10^-5 mg/kg p.c. par jour.

Une fourchette de DSENO de 26 à 300 mg/kg p.c. par jour fondée sur des études de toxicité à doses répétées par voie orale pour le Direct Orange 39 et six substances supplémentaires connexes a été utilisée comme point de départ pour caractériser le risque pour la santé humaine découlant de l'exposition aux 14 colorants par le contact avec des textiles. Les données sur l'exposition par voie orale ont été utilisées en l'absence de données toxicologiques adéquates sur l'exposition par voie cutanée. La comparaison des estimations pour l'exposition par voie cutanée aux 14 colorants dans les vêtements en textile avec ce point de départ permet d'obtenir des marges d'exposition (ME) comprises entre 6 500 et 115 000. La comparaison des estimations pour l'exposition par voie orale aux 14 colorants dans le cadre du mâchonnement des textiles avec ce point de départ permet d'obtenir des marges d'exposition (ME) supérieures ou égales à 963 000. Ces marges sont considérées comme adéquates pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé (tableau 7-6). Par conséquent, d'autres améliorations de l'estimation de l'exposition et du point de départ ne sont pas justifiées.

Neuf des colorants directs azoïques (Direct Black 56, Direct Red 31, Direct Red 81, sel de triéthanolamine, Direct Yellow 12, Direct Yellow 50, n^os CAS 28706-21-0, 71033-21-1, 83221-56-1 et 84878-17-1) ont été recensés comme des colorants dans des articles en cuir. L'exposition à ces colorants dans les articles en cuir est considérée comme étant de courte durée et intermittente. Par conséquent, on estime que les marges d'exposition calculées pour ces colorants utilisés dans les textiles protègent les personnes qui utilisent des articles en cuir.

L'utilisation de sept colorants directs azoïques (Direct Blue 71, Direct Red 31, Direct Yellow 11, Direct Yellow 11, sel de lithium, Direct Yellow 12, Direct Yellow 34 et Direct Yellow 50) a été recensée dans la teinture de papiers. On reconnaît que les jeunes enfants (principalement entre 0,5 et 4 ans) ne sont pas souvent exposés à ces colorants par l'ingestion accidentelle de produits de papier. Toutefois, les données disponibles n'indiquent pas que la toxicité aiguë puisse être une source de préoccupation pour la santé en ce qui concerne les colorants directs azoïques. Par conséquent, le risque pour les jeunes enfants découlant de l'exposition à ces colorants dans les produits de papier est considéré comme faible.

Deux colorants directs azoïques (le Direct Blue 71 et le Direct Yellow 11, sel de lithium) ont été recensés comme colorants utilisés dans les matériaux d'emballage des aliments. Étant donné que l'exposition à ces colorants par contact direct avec les aliments devrait être négligeable, le risque pour la santé humaine est considéré comme faible pour cette utilisation.

L'exposition aux 43 autres colorants directs azoïques n'a pas été recensée; par conséquent, il ne devrait pas y avoir de risque pour la santé humaine découlant de l'exposition à ces colorants.

7.3.2 Colorants réactifs azoïques

Pour la population générale du Canada, les milieux naturels ne sont pas considérés comme étant une source importante d'exposition aux colorants réactifs azoïques. Par conséquent, le risque pour la santé humaine provenant de cette source est considéré comme étant faible. On ne s'attend pas à ce que l'utilisation du Reactive Black 5, du Reactive Black 158 et du Reactive Blue 225 comme colorants liés par covalence dans les textiles soit une source importante d'exposition. Par conséquent, le risque pour la santé humaine est considéré comme faible pour ces substances. Pour les cinq colorants réactifs azoïques restants, les renseignements disponibles n'ont pas permis de déterminer les sources d'exposition actuelles pour la population générale du Canada. Par conséquent, aucun risque pour la santé humaine n'est prévu pour ces substances.

7.3.3 Incertitudes de la caractérisation des risques pour la santé humaine

Colorants directs azoïques

L'exposition directe et prolongée par voie orale ou cutanée à 14 colorants directs azoïques peut se produire au contact de matières textiles. Il existe une incertitude associée au point de départ puisque celui-ci a été utilisé pour caractériser à la fois les risques pour les substances à puissance élevée (comme les colorants à base d'aniline) et les substances à faible puissance (comme les colorants à base d'amine aromatique sulfonée). La distinction entre l'absorption relative pour l'exposition par voie orale et par voie cutanée n'a pas été faite. Toutefois, cette approche de caractérisation des risques est considérée comme étant relativement prudente puisque l'éventail de points de départ englobe la majorité des substances puissantes parmi ces colorants en incluant les données pour l'Acid Red 1. Comparativement aux 14 colorants, l'Acid Red 1 est plus petit, ce qui laisse supposer qu'il peut avoir une plus grande biodisponibilité et donc un potentiel de toxicité plus élevé. De plus, puisque les 14 colorants sont des substances ionisées hydrosolubles, il est peu probable qu'elles aient une absorption par voie cutanée plus élevée que celle par voie orale.

Certains de ces colorants contiennent des amines aromatiques non sulfonées dont les effets sur la santé sont inconnus. Le 4-amino-benzène-1,3-diol contient deux groupes hydroxyles, semblables à un métabolite de l'aniline; il est peu probable que cette amine aromatique soit plus puissante que l'aniline. Le 1,3-bis(4-amino-3-méthylphényl) urée, le 1,3-bis(4-amino-2-méthoxy-5-méthylphényl) urée et le 4-amino-N-(4-aminophényl)benzènesulfonamide ont des poids moléculaires deux fois plus grands, ou plus, que l'aniline, alors que le 1,4-naphthalènediamine et le 4-amino-2-méthoxy-5-méthylaniline sont des molécules plus petites, tout juste un peu plus grosses que l'aniline. Bien que la puissance toxicologique de ces amines aromatiques par rapport à l'aniline soit inconnue, on s'attend, d'après les données disponibles, à ce que leurs seuils d'effets critiques potentiels soient dans l'éventail de ceux de l'aniline puisque la DMEO la plus faible recensée dans la boîte à outils RQSA de l'OCDE (2013) pour des amines aromatiques qui ne sont pas à base de benzidine se chiffrait à 6 mg/kg p.c. par jour, et que la DMENO pour l'aniline se chiffrait à 7,2 mg/kg p.c. par jour. De plus, les colorants disazoïques à base d'aniline de ce sous-groupe pourraient potentiellement libérer de l'aniline à un ratio de 1:2, et certains colorants polyazoïques pourraient libérer trois amines aromatiques non sulfonées. Bien que l'efficacité du clivage réducteur des liaisons azoïques in vivo pour ces colorants disazoïques et polyazoïques soit inconnue, ces colorants peuvent entraîner des seuils d'effets critiques potentiels deux à trois fois plus importants que ceux de l'Acid Red 1, cela même si le clivage se produit rapidement et complètement. Étant donné que les marges d'exposition pour les 14 colorants étaient suffisamment grandes pour tenir compte de ces incertitudes, une amélioration de la précision (comme l'amélioration de l'absorption cutanée et du point de départ pour la caractérisation des risques) n'a pas été jugée nécessaire.

Il est reconnu que le Direct Red 81, sel de triéthanolamine, peut avoir d'autres effets sur la santé qui pourraient être uniquement liés à la triéthanolamine. Ceci pourrait être pertinent pour les travailleurs exposés directement au Direct Red 81, sel de triéthanolamine. Cependant, la présente évaluation se concentre sur la population générale susceptible d'être exposée à des produits textiles ou des articles en cuirs finis teints et qui, par conséquent, ne devrait pas être exposée à la triéthanolamine.

Colorants réactifs azoïques

Il est reconnu que certains des colorants réactifs azoïques peuvent présenter un potentiel de sensibilisation pour les individus directement exposés à ces colorants concentrés. Néanmoins, la présente évaluation se concentre sur la population générale susceptible d'être exposée à des produits finis teints et qui, par conséquent, ne devrait pas être exposée directement aux colorants réactifs azoïques concentrés.

7.3.4 Colorants directs azoïques ayant des effets préoccupants

Dans l'ensemble, les risques que posent les substances visées par cette évaluation pour la santé humaine sont faibles compte tenu des niveaux actuels d'exposition. Toutefois, comme cela est indiqué ci-dessus, certains colorants directs azoïques figurant dans la présente évaluation ont des effets préoccupants d'après la cancérogénicité potentielle. Une liste de ces substances est présentée à l'annexe D.

8. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, les colorants directs azoïques et les colorants réactifs azoïques évalués présentent un faible risque d'effets nocifs sur les organismes et sur l'intégrité globale de l'environnement. On conclut que les 61 colorants directs azoïques et les 8 colorants réactifs azoïques ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, et à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements fournis dans la présente évaluation préalable, on conclut que les 61 colorants directs azoïques et les 8 colorants réactifs azoïques ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est conclu que les 61 colorants directs azoïques et les 8 colorants réactifs azoïques ne répondent à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Annexes

• Annexe A : Tableaux de données supplémentaires
• Annexe B : Évaluation de l'exposition
• Annexe C : Renseignements à propos de l'évaluation des effets sur la santé
• Annexe D : Colorants directs azoïques ayant des effets préoccupants

Date de modification :

2015-05-11