Évaluation préalable - Partie 1

Groupe de substances azoïques aromatiques et à base de benzidine
Certains colorants et dérivés à base de benzidine

Environnement Canada
Santé Canada
Novembre 2014

Tableau des matières

Liste des tableaux

1. Introduction

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999), le ministre de l'Environnement et le ministre 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 aromatiques azoïques 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 représentaient 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 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 importante 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 acides à base de benzidine, des colorants directs à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine, des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine. 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 EU22Note de bas de page[2], 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).

Dix colorants acides à base de benzidine et 25 colorants directs constituaient initialement deux sous-groupes du groupe des substances azoïques aromatiques et à base de benzidine. Un colorant acide à base de benzidine (Acid Red 111) et un colorant direct à base de benzidine (Direct Black 38) ont déjà été évalués dans le cadre du Défi du PGPC. Il a été conclu que l’Acid Red 111 et le Direct Black 38 ne répondaient pas aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, Santé Canada, 2009, 2011). De même, deux des colorants acides à base de benzidine (NAAHDet Acid Red 99), un des colorants directs à base de benzidine (Direct Violet 28) et un des indicateurs cationiques à base de benzidine (TDBD) ont déjà été visés, en avril 2008, par l'évaluation préalable de 145 substances persistantes, bioaccumulables et intrinsèquement toxiques (PBTi) qui n'étaient pas commercialisées. Aucun nouveau renseignement important n'a été relevé pour l’Acid Red 111 et le Direct Black 38; par conséquent, ces substances ne sont pas incluses dans la présente évaluation préalable. Toutefois, l’Acid Red 111 et le Direct Black 38 sont utilisés dans ce rapport pour la déduction de données à partir d'analogues en raison de leur similarité structurelle avec les autres colorants acides et directs à base de benzidine faisant partie de ces sous-groupes. En revanche, le NAAHD, l'Acid Red 99, le Direct Violet 28 et le TDBD sont inclus dans les substances à base de benzidine qui font l'objet de cette évaluation préalable, puisque de nouveaux renseignements importants ont été recensés.

Les renseignements sur la benzidine et le 3,3′-dichlorobenzidine (3,3′-DCB) ont été utilisés à l'appui de cette évaluation préalable. Ces deux dérivés de benzidine ont déjà été évalués dans le cadre du programme de la Liste des substances d'intérêt prioritaire (LSIP) et ont été inscrits à l'annexe 1 (Liste des substances toxiques) de la LCPE (1999) [Canada, 1993a; 1993b]. Le Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012) (Canada, 2012) réglemente la benzidine.

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 en intégrant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudenceNote de bas de page[3].

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 mai 2014. Les données empiriques obtenues d’études clés, ainsi que certains résultats provenant de modèles 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. (North Carolina State University, États-Unis) et Mme Gisela Umbuzeiro, Ph. D. (University of Campinas, Brésil) ont fourni des commentaires portant sur les portions techniques concernant l'environnement. M. Harold Freeman, Ph. D. (North Carolina 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). 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.

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2. Identité des substances

La présente évaluation préalable cible 42 substances qui appartiennent à cinq 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 acides à base de benzidine (9 substances), colorants directs à base de benzidine (24 substances), indicateurs cationiques à base de benzidine (2 substances), précurseurs à base de benzidine (2 substances) et dérivés de benzidine (5 substances) (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Deux substances, l'Acid Red 111 et le Direct Black 38, qui ont précédemment fait l'objet d'un examen dans le cadre de l'initiative Défi, figurent dans l'évaluation à titre informatif.

Aux fins de la présente évaluation préalable, quatre sous-groupes (colorants acides, colorants directs, indicateurs cationiques et précurseurs à base de benzidine) sont appelés collectivement « substances à base de benzidine », tandis que les colorants acides et directs à base de benzidine sont appelés collectivement « colorants à base de benzidine ».

L'identité de chaque substance de cette évaluation préalable est présentée dans les tableaux 2-1 à 2-5. Le n° Chemical Abstracts Service (CAS), le nom figurant dans la Liste intérieure des substances (LIS), le nom générique figurant dans le Colour Index (C.I.) ainsi que l'acronyme de ces substances sont présentés dans les tableaux 2-1 à 2-5. Les acronymes des substances sont tirés des noms génériques indiqués dans le C.I. lorsqu'ils s'y trouvent. Autrement, ils sont basés sur les noms dans la LIS.

Tableau 2-1. Colorants acides à base de benzidine
N° CASNom dans la LISNom générique du C.I.Acronyme chimique
3701-40-44-Hydroxy-3-[4'-(2-hydroxynaphtylazo)-2,2'-diméthyl(1,1'-biphényl)-4-ylazo]naphtalène-2,7-disulfonate de disodiumAcid Red 99s.o.
6459-94-58-((3,3'-Diméthyl-4'-(4-(4-méthylphénylsulfonyloxy) phénylazo)(1,1'-biphényl)-4-yl)azo)-7-hydroxynaphtalène-1,3-disulfonate de disodiumAcid Red 114s.o.
6470-20-84-[(4,5-Dihydro-3-méthyl- 5-oxo-1-phényl-1H-pyrazole-4-yl)azo]-4'-[(2-hydroxy -1-naphtyl)azo][1,1'-biphényl]-2,2'-disulfonate de disodiumAcid Orange 56s.o.
6548-30-78-[[3,3'-Diméthoxy-4'-[[4-[[(p-tolyl)sulfonyl]oxy]phényl] azo][1,1'-biphényl]-4-yl]azo]-7-hydroxynaphtalène-1,3-disulfonate de disodiumAcid Red 128s.o.
10169-02-54,4'-Bis(2-hydroxynaphtalén-1-ylazo)biphényl-2,6'-disulfonate de disodiumAcid Red 97s.o.
68318-35-44-Amino-3-[[4'-[(2,4-dihydroxyphényl)azo]-3,3'-diméthyl[1,1'-biphényl]-4-yl]azo]-5-hydroxy-6-[(4-sulfonatophényl)azo]naphtalène-2,7-disulfonate de trisodiumAcid Black 209s.o.
68400-36-24-Amino-5-hydroxy-6-[[4'-[(4-hydroxyphényl)azo]-3,3'-diméthyl[1,1'-biphényl]-4-yl]azo]-3-[(4-nitrophényl)azo]naphtalène-2,7-disulfonate de disodiumn.d.NAAHD
83221-63-0Acide 4-amino-3-[[4'-[(2,4-diaminophényl)azo]-2,2'-disulfo[1,1'-biphényl]-4-yl]azo]-5-hydroxy-6-(phénylazo)naphtalène-2,7-disulfonique, sel de sodiumn.d.NAADD
89923-60-43,3'-[(2,2'-Diméthyl[1,1'-biphényl]-4,4'-diyl)bis[azo(4,5-dihydro-3-méthyl-5-oxo-1H-pyrazole-4,1-diyl)]]bis[4-chlorobenzènesulfonate] de disodiumn.d.BADB

Abréviations :
s.o., sans objet (acronyme chimique);
n.d., non disponible (nom générique dans le C.I.)

Tableau 2 -2. Colorants directs à base de benzidine
N° CASNom dans la LISNom générique du C.I.Acronyme chimique
72-57-13,3'-[(3,3'-Diméthyl[1,1'-biphényl]-4,4'-diyl)bis(azo)]bis[5-amino-4-hydroxynaphtalène-2,7-disulfonate] de tétrasodiumDirect Blue 14s.o.
573-58-03,3'-[(1,1'-Biphényl)-4,4'-diylbis(azo)]bis(4-aminonaphtalène-1-sulfonate) de disodiumDirect Red 28s.o.
992-59-63,3'-{[3,3'-Diméthyl(1,1'- biphényl)-4,4'-diyl]bis(azo)}bis(4-aminonaphtalène -1-sulfonate) de disodiumDirect Red 2s.o.
2150-54-13,3'-{[3,3'-Diméthyl(1,1'- biphényl)-4,4'-diyl]bis(azo)}bis(4,5-dihydroxynaphtalène -2,7-disulfonate) de tétrasodiumDirect Blue 25s.o.
2429-71-23,3'-{[3,3'-Diméthoxy (1,1'-biphényl)-4,4'-diyl]bis(azo)}bis(4-hydroxynaphtalène-1-sulfonate) de disodiumDirect Blue 8s.o.
2429-74-53,3'-{[3,3'-Diméthoxy (1,1'-biphényl)-4,4'-diyl]bis(azo)}bis(5-amino-4-hydroxynaphtalène-2,7-disulfonate) de tétrasodiumDirect Blue 15s.o.
6420-06-0Acide 4-hydroxy-3- [4'-(1-hydroxy-5-sulfo-2-naphtylazo)-3,3'-diméthylbiphényl-4-ylazo]naphtalène-1-sulfonique, sel disodiqueDirect Violet 28s.o.
6420-22-05-Amino-3-[[4'-[(6-amino- 1-hydroxy-3-sulfonato-2-naphtyl)azo]-3,3'-diméthyl [1,1'-biphényl]-4-yl]azo]-4-hydroxynaphtalène-2, 7-disulfonate de trisodiumDirect Blue 295s.o.
6449-35-03-[[4'-[(6-Amino-1-hydroxy- 3-sulfonato-2-naphtyl)azo]-3,3'-diméthoxy[1,1'-biphényl ]-4-yl]azo]-4-hydroxynaphtalène-1-sulfonate de disodiumDirect Blue 151s.o.
6548-29-44,4'-[(3,3'-Dichloro[1,1'- biphényl]-4,4'-diyl)bis(azo)]bis[3-aminonaphtalène -2,7-disulfonate] de tétrasodiumDirect Red 46s.o.
6655-95-42,2'-[[4,4'-Bis[[1-hydroxy-6-[(4-méthoxyphényl)amino]-3-sulfonato-2-naphtyl]azo][1,1'-biphényl]-3,3'-diyl]bis(oxy)]diacétate de tétrasodiumDirect Blue 158s.o.
16071-86-6[5-[[4'-[[2,6-Dihydroxy-3-[(2-hydroxy-5-sulfophényl)azo]phényl] azo][1,1'-biphényl]-4-yl] azo]salicylato(4-)]cuprate(2-) de disodiumDirect Brown 95s.o.
67923-89-15-Amino-4-hydroxy-3-[[4'-[(1-hydroxy-4-sulfonato-2-naphtyl)azo]-3,3'-diméthoxy[1,1'-biphényl]-4-yl]azo]naphtalène-2,7-disulfonate de trilithiumn.d.NAAH·3Li
70210-28-5Sel disodique de l'acide 5-[(4'-{[6-amino-5-(1H-benzotriazol-5-ylazo)-1-hydroxy-3-sulfo-2-naphtyl]azo}-3,3'-diméthoxybiphényl-4-yl)azo]-2-hydroxy-4-méthylbenzoïquen.d.BABHS
71215-83-35-[[4'-[(2-Amino-8-hydroxy-6-sulfonato-2-naphtyl)azo]-2,2'-dichloro[1,1'-biphényl]-4-yl]azo]salicylate de disodiumn.d.BAHSD
71550-22-63,3'-[(3,3'-Diméthoxy[1,1'-biphényl]-4,4'-diyl)bis(azo)]bis[5-amino-4-hydroxynaphtalène-2,7-disulfonate] de tétralithiumn.d.NADB·4Li
72252-59-6Acide 4-{6-anilino-1-hydroxy-5-[2-hydroxy-5-sulfamoylphénylazo]-3-sulfo-2-naphtylazo}-4'-[1-(3-carboxy-4-hydroxycarbaniloyl)acétonylazo]biphényl-3,3'-dicarboxylique, sel tétrasodiquen.d.BDAAH
75659-72-2Sel de monolithium et de trisodium de l'acide 5,5'-diamino-4,4'-dihydroxy-3,3'-[(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-diyl)bis(azo)]di(naphtalène-2,7-disulfonique)n.d.NADB·Li·3Na
75659-73-3Sel de dilithium et de disodium de l'acide 5,5'-diamino-4,4'-dihydroxy-3,3'-[(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-diyl)bis(azo)]di(naphtalène-2,7-disulfonique)n.d.NADB·2Li·2Na
75673-18-6Sel de monolithium et de disodium de l'acide 5-amino-4-hydroxy-3-[4'-(1-hydroxy-4-sulfo-2-naphtylazo)-3,3'-diméthoxybiphényl-4-ylazo]naphtalène-2,7-disulfoniquen.d.NAAH·Li·2Na
75673-19-7Sel de dilithium et de monosodium de l'acide 5-amino-4-hydroxy-3-[4'-(1-hydroxy-4-sulfo-2-naphtylazo)-3,3'-diméthoxybiphényl-4-ylazo]naphtalène-2,7-disulfoniquen.d.NAAH·2Li·Na
75673-34-6Acide 4,4'-dihydroxy-3,3'-[(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-diyl)bisazo]di(naphtalène-1-sulfonique), sel de dilithiumn.d.NADB·2Li
75673-35-7Acide 4,4'-dihydroxy-3,3'-[(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-diyl)bisazo]di(naphtalène-1-sulfonique), sel de monolithium et de monosodiumn.d.NADB·Li·Na
75752-17-9Sel de trilithium et de monosodium de l'acide 5,5'-diamino-4,4'-dihydroxy-3,3'-[(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-diyl)bis(azo)]di(naphtalène-2,7-disulfonique)n.d.NADB·3Li·Na

Abréviations :
s.o., sans objet (acronyme chimique);
n.d., non disponible (nom générique dans le C.I.)

Tableau 2-3. Indicateurs cationiques à base de benzidine
N° CASNom dans la LISNom générique du C.I.Acronyme chimique
298-83-9Dichlorure de 5,5'-diphényl-3,3'-bis(4- nitrophényl)-2,2'-(3,3'-diméthoxybiphényl-4,4'-ylène )ditétrazoliums.o.TDBPD
1871-22-3Chlorure de 3,3'-(3,3'-diméthoxy-4,4'-biphénylène)bis (2,5-diphényl-2H-tétrazolium)s.o.TDBD

Abréviations :
s.o., sans objet (acronyme chimique);
n.d., non disponible (nom générique dans le C.I.)

Tableau 2-4.  Précurseurs à base de benzidine
N° CASNom dans la LISNom générique du C.I.Acronyme chimique
91-92-9Naphthalène-carboxamide, 3,3'-Dihydroxy-N,N'-(3,3'-diméthoxybiphényle-4,4'-diyl)di-2-naphtamides.o.Naphthol AS-BR
93940-21-73,3'-(3,3'-Diméthoxy[1,1'-biphényl]-4,4'-diyl)bis[1-triazène-1-carbonitrile]s.o.TCDB

Abréviations :
s.o., sans objet (acronyme chimique);
n.d., non disponible (nom générique dans le C.I.)

Tableau 2-5. Dérivés de benzidine
N° CASNom dans la LIS (anglais)Nom générique du C.I.Acronyme chimique
91-97-4Diisocyanate de 3,3'-diméthylbiphényle-4,4'-diyles.o.TODI
119-90-43,3'-Diméthoxybenzidines.o.3,3′-DMOB
119-93-74,4'-Bi-o-toluidines.o.3,3′-DMB
366-29-0N,N,N′,N′-Tétraméthylbenzidines.o.4N-TMB
612-82-84,4'-Bi-o-toluidine, dichlorhydrates.o.3,3′-DMB·2HCl

Abréviations :
s.o., sans objet (acronyme chimique);
n.d., non disponible (nom générique dans le C.I.)

Des exemples de structures chimiques, de formules moléculaires, de descriptions de groupe et de poids moléculaires sont présentés dans le tableau 2-6 pour les sous-groupes des colorants acides à base de benzidine, des colorants directs à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine. En raison de leur similarité chimique globale, notamment leurs groupes fonctionnels communs (voir le tableau 2-6), de la similarité de leurs propriétés physiques et chimiques, ainsi que du manque de données pour des substances individuelles, nous avons utilisé des données relatives à ces trois catégories d'application pour les approches d'estimation de l'exposition écologique (s'il y a lieu). Nous avons regroupé les sous-groupes en fonction de la méthode et des conditions de leur utilisation. Nous discuterons de cette approche générale plus en détail dans la section ci-dessous sur la sélection des analogues déduits à partir d'analogues. En dépit de leurs similitudes, ces substances peuvent avoir différents dérivés potentiels. Nous en discuterons plus en détail dans la section Persistance dans l'environnement et dans la section Effets pour la santé humaine. Les structures chimiques individuelles, les formules moléculaires et les poids moléculaires pour tous les colorants à base de benzidine et tous les indicateurs cationiques à base de benzidine sont présentés à l'annexe 1, dans les tableaux A1 à A3.

Tableau 2-6. Exemple de structures et de descriptions de colorants à base de benzidine et d'indicateurs cationiques à base de benzidine
Sous-groupeStructure-type pour le sous-groupeDescription du groupe avec des groupes fonctionnels critiquesAire de répartition du poids moléculaire
(g/mol)
Colorants acides à base de benzidine (n = 10)Structure chimique de Acid Red 111
C37H30N4O10S3Na2(Acid Red 111)
Fragment de la benzidine, 1 à 2 groupes naphtalènes, 2 à 3 groupes azoïques, 2 à 4 groupes acides sulfoniques, 3 à 4 cycles benzéniques699 à 920
Colorants directs à base de benzidine (n = 25)Structure chimique de Direct Blue 14
C34H24N6O14S4Na4(Direct Blue 14)
Fragment de la benzidine, 0 à 2 groupes naphtalènes, 2 à 3 groupes azoïques, 1 à 4 groupes acides sulfoniques, 2 à 5 cycles benzéniques, 0 à 3 groupes aminés, 0 à 1 groupe benzotriazol696 à 1134
Indicateurs cationiques à base de benzidine (n= 2)Structure chimique de TDBD
C40H30N8O2 (TDBD)
Fragment de la benzidine, 2 tétrazoliums, 6 cycles benzéniques655 à 818


Les identités précises de chacun des précurseurs à base de benzidine (tableau 2-7) et des dérivés de benzidine (tableau 2-8) sont indiquées en raison de la plus grande diversité de leur structure chimique ainsi que de leurs propriétés physiques et chimiques.

Tableau 2-7. Structures et descriptions de certains précurseurs à base de benzidine spécifiques
Nom chimiqueStructure chimiqueDescription de la substance avec des groupes fonctionnels critiquesMasse moléculaire (g/mol)
TCDBStructure chimique de TCDB
C16H14N8O2
Fragment de la benzidine, 2 groupes azoïques, 2 groupes nitriles351
Naphthol AS-BRStructure chimique de Naphthol AS-BR
C36H28N2O6
Fragment de la benzidine, 2 groupes naphtols585
Tableau 2-8. Structures et descriptions des dérivés de benzidine spécifiques
Nom chimiqueStructure chimiqueDescription de la substance avec des groupes fonctionnels critiquesMasse moléculaire (g/mol)
3,3′-DMBStructure chimique de 3,3'-DMB
C14H16N2
Fragment de la benzidine212
3,3′-DMB·2HClStructure chimique de 3,3'DMB 2HC1
C14H184CL2N2
Fragment de la benzidine, 2 ions chlore285
3,3′-DMOBStructure chimique de 3,3'-DMOB
C14H16N2O2
Fragment de la benzidine244
TODIStructure chimique de TODI
C16H12N2O2
Fragment de biphényle, 2 portions isocyanates264
4N-TMBStructure chimique de 4N-TMB
C16H20N2
Fragment de la benzidine, 2 amines tertiaires240


En général, les colorants directs à base de benzidine ont une masse moléculaire plus élevée que les colorants acides à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine, tandis que les dérivés de benzidine et les deux précurseurs à base de benzidine ont des masses moléculaires beaucoup plus faibles, d'où l'utilisation de la plupart d'entre eux dans la synthèse de teintures ou de pigments. Les colorants acides et directs peuvent tout deux contenir une liaison azoïque ou plus, le naphtalène et des groupes acides sulfoniques. Ils comportent également de 2 à 5 cycles benzéniques chacun. Les colorants directs à base de benzidine étudiés dans le présent rapport peuvent également contenir des groupes aminés, tandis que les colorants acides à base de benzidine n'en contiennent pas. Enfin, les deux indicateurs cationiques à base de benzidine contiennent tous deux groupes fonctionnels tétrazoles.

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). 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]. 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 humaine du présent rapport.

Les analogues utilisés dans le cadre de l'évaluation écologique ont été choisis en fonction de la disponibilité des données empiriques pertinentes concernant les propriétés physiques et chimiques. Les données sur l'écotoxicité aquatique des colorants à base de benzidine et des deux indicateurs cationiques à base de benzidine proviennent de chaque groupe de substances respectif contenu dans la présente évaluation préalable. Dans le cas des colorants acides à base de benzidine, nous avons également retenu quelques éléments de données d'analogues additionnels provenant des colorants acides qui n'ont pas une base de benzidine (Acid Yellow 23, Acid Yellow 36, Acid Orange 7; tableau 2-9) afin de donner plus de poids à la preuve. Les données des analogues pour les indicateurs cationiques à base de benzidine figuraient aussi à l'extérieur de la catégorie d'application des indicateurs cationiques à base de benzidine Le Basic Brown 4, un colorant cationique azoïque (tableau 2-9) et une substance à base de tétrazolium (chlorure 2,3,5-triphényltétrazolium, ou TTC; tableau 2-9) sont des analogues à partir desquels on peut déduire des données sur l'écotoxicité. L'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA), dans son document sur les catégories chimiques, note qu'aucune relation entre la structure et l'activité n'a été trouvée pour les teintures cationiques (USEPA, 2010), lesquelles sont semblables aux indicateurs cationiques à base de benzidine. Cela étant dit, on a trouvé que certaines catégories de colorants basiques (p. ex. les triarylméthanes) partagent certaines caractéristiques, comme un niveau de toxicité élevé. Étant donné le manque de données empiriques disponibles et un niveau acceptable de similarité fondé sur les propriétés physiques et chimiques, ainsi que le devenir dans l'environnement des colorants acides et directs à base de benzidine et des indicateurs à base de benzidine solubles, nous partageons entre ces trois sous-groupes des données de bioaccumulation et de toxicité du sol.

Dans le cas de l'un des précurseurs à base de benzidine (Naphtol AS-BR), nous avons aussi déduit des données à partir d'une substance analogue ne faisant pas partie des catégories d'application établies dans la présente évaluation (3-hydroxy-N-naphtanilide, ou NHNP; tableau 2-9).

Nous avons déterminé les candidats analogues acceptables au sein du groupe de dérivés de benzidine pour quatre des cinq substances.  Nous avons donc utilisé la substance 3,3′-DMB comme substance analogue pour le 3,3′-DMB·2HCl et le TODI pour les propriétés physiques et chimiques, la persistance, la bioaccumulation et l'écotoxicité. Le 3,3′-DMB·2HCl apparaît sous une forme cristalline qui se comporte comme un sel et se transforme entre autres en 3,3′-DMB lorsqu'il se trouve dans une solution. Le TODI s'hydrolyse rapidement dans l'eau pour devenir son amine associée, le 3,3′-DMB, également appelé TODA. Nous utiliserons également le 3,3′-DMB comme substance analogue pour le 3,3′-DMOB pour évaluer son potentiel de bioaccumulation et son écotoxicité, étant donné que nous ne disposons d'aucune donnée empirique à son sujet. Ces substances se ressemblent, à l'exception des groupes méthoxylés qui se trouvent en position ortho pour les groupes aminés (3,3′-DMOB) contrairement aux groupes méthyles du 3,3′-DMB. Par conséquent, nous nous attendons à ce que les substances aient une biodisponibilité et un mode d'action semblables.

Nous avons choisi la benzidine (n° CAS 92-87-5; tableau 2-9) comme un analogue approprié pour l'étude du 4N-TMB afin de corriger certaines estimations des propriétés physiques et chimiques. Le 4N-TMB a une structure semblable à celle de la benzidine, à la différence près qu'il s'agit d'une amine tertiaire, contenant deux substituants méthyles sur chaque atome d'azote. Il lui manque donc la composante amine (– NH –) qui pourraient subir la N-hydroxylation.

Les données déduites à partir d'analogues sont très importantes dans le cadre de cette évaluation préalable. De fait, les propriétés physiques et chimiques de nombreux colorants se prêtent mal à la prévision modélisée, puisqu'on les considère comme étant hors du domaine des modèles d'applicabilité (p. ex. domaine structural ou paramétrique).

Par conséquent, nous avons déterminé l'applicabilité des modèles de relations quantitatives structure-activité aux colorants au cas par cas. Dans certains cas, nous ajusterons les données empiriques déduites à partir d'analogues pour tenir compte des différences structurelles entre la substance évaluée et la substance analogue, et ce, grâce à la méthode d'ajustement de la valeur expérimentale (méthode EVA) dans EPISuite, version 4.1 (2012).

Tableau 2-9. Analogues et paramètres à utiliser pour connaître les propriétés physiques et chimiques, le devenir dans l'environnement et le potentiel d'effets écologiques nocifs
Nom (acronyme)Formule et structure chimiques (No CAS)Masse moléculaire (g/mol)Paramètres à utiliser dans le rapportDescription
Acid Yellow 23Structure chimique de Acid Yellow 23
C16H8N4O9S2Na4(1934-21-0)
556,34

Koe

Analogue pour les colorants acides à base de benzidine

AY23 est un colorant acide monoazoïque. Il se distingue parce qu'il lui manque le groupe fonctionnel de la benzidine et qu'il a un groupe fonctionnel azote hétérocyclique.
Acid Orange 7Structure chimique de Acid Orange 7
C16H11N2O4SNa (633-96-5)
350,33

Koe

Analogue pour les colorants acides à base de benzidine

A07 est un colorant acide monoazoïque. Il se distingue parce qu'il a une masse moléculaire plus faible et ne possède pas le groupe fonctionnel de la benzidine.
Acid Yellow 36Structure chimique de Acid Yellow 36
C18H14N3O3SNa (587-98-4)
375,38

Koe

Analogue pour les colorants acides à base de benzidine

AY36 est un colorant acide monoazoïque. Il se distingue parce qu'il a une masse moléculaire plus faible et ne possède pas le groupe fonctionnel de la benzidine.
Basic Brown 4Structure chimique de Basic Brown 4
C21H26Cl2N8(5421-66-9)
461

Écotoxicité

Analogue pour les indicateurs cationiques à base de benzidine

BB4 est un colorant cationique soluble dans l'eau avec deux ions chlorure. Il se distingue parce qu'il a une base m-phénylènediamine plutôt que benzidine et qu'il a une masse moléculaire plus faible.
chlorure de 2,3,5-triphényltétrazolium (TTC)Structure chimique de TTC
C19H15ClN4 (298-96-4)
335

Écotoxicité

Analogue pour les indicateurs cationiques à base de benzidine

Le TTC contient le groupe fonctionnel chlorure de tétrazolium, qui est presque exactement la moitié de la structure des deux indicateurs cationiques à base de benzidine.
3-hydroxy-N-phényl-2-naphtanilide (NHNP)Structure chimique de NHNP
C36H28N2O6(92-77-3)
263

Point de fusion

Analogue pour le Naphthol AS-BR (précurseur à base de benzidine)

Sa structure est environ la moitié de celle du Naphthol AS-BR.
BenzidineStructure chimique de Benzidine
C12H12N2 (92-87-5)
184

Constante de la loi de Henry, hydrosolubilité et Koe

Analogue servant à corriger les estimations pour cinq dérivés de benzidine

La benzidine est le principal fragment pour tous les dérivés de benzidine.

Abréviation :
Koe, coefficient de partage octanol-eau.

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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.

Un sous-ensemble de propriétés physiques et chimiques des colorants acides à base de benzidine, des colorants directs à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine, à savoir le point de fusion, la solubilité dans l’eau et le coefficient de partage octanol-eau (log Koe), est important pour l'évaluation des effets sur l'environnement et la santé humaine. Un résumé des propriétés physiques et chimiques expérimentales des substances dans les sous-groupes des colorants à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine qui se rapportent à leur devenir dans l'environnement et à leur écotoxicité est présenté au tableau 3-1. 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-groupe. De plus, des renseignements détaillés propres à ces substances se trouvent dans les tableaux A4 à A6 de l'annexe A du présent rapport.

Tous les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine de cette évaluation sont des molécules relativement grosses (poids moléculaire supérieur(e) à  600 g/mol) à complexes ioniques (les colorants acides et directs sont des molécules anioniques et les indicateurs cationiques des molécules cationiques). Ils ont tendance à se dissocier aux pH observés dans l'environnement et ont une très grande hydrosolubilité (supérieure à 1 g/L) en raison de la présence de groupements fonctionnels solubilisants (Hunger, 2003; tableau 3-1). Ils contiennent des groupes acides sulfoniques solubilisants, tandis que les indicateurs cationiques à base de benzidine contiennent des groupes fonctionnels tétrazole avec des charges positives solubilisantes. Étant donné leur caractère hydrophile et ionique, comme le démontre par la faiblesse des valeurs de pKa (un indicateur de dissociation acide), les colorants acides et directs à base de benzidine ont tendance à avoir un très faible log Koe expérimental (tableau 3-1).

Bien qu'aucune donnée quantitative ne soit disponible pour les deux indicateurs cationiques à base de benzidine, ils constituent des substances basiques qui se dissocient dans l'eau et qui ont de faibles valeurs de log Koe (Øllgaard et al., 1998).

Bien que les données expérimentales soient limitées, tous les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine devraient avoir une très faible pression de vapeur et une très petite constante de la loi de Henry (Øllgaard et al., 1998).

Tableau 3-1. Résumé des propriétés physiques et chimiques expérimentales (à une température d'environ 25 °C) pour les colorants acides à base de benzidine, les colorants directs à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine
Sous-ensemblePropriétéValeur(s) ou aire de répartition (pour plus de trois points de données)Valeur(s) déterminante(s) pour cette évaluation (base de la sélection)
Colorants acides à base de benzidinePoint de fusion et point de décomposition (°C)170; 185; 190182 (moyenne)
Colorants acides à base de benzidineHydrosolubilité (mg/L)supérieur(e) à 500 – 65 000 (n = 4)supérieur(e) à 500 – 65 000 (aire de répartition utilisée)
Colorants acides à base de benzidineLog Koe (sans dimension)−0,017; 0,57; 0,70,42 (moyenne)
Colorants acides à base de benzidineDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,96 – 1,15 (n = 10)Aire de répartition utilisée; fait l'objet d'une discussion dans le texte
Colorants acides à base de benzidineDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)1,27 – 1,78 (n = 10)Aire de répartition utilisée; fait l'objet d'une discussion dans le texte
Colorants acides à base de benzidinepKa (sans dimension)pKa1 = −0,67
pKa2 = −0,23
(seules estimations du pKa)
Colorants directs à base de benzidinePoint de fusion et point de décomposition (°C)109 – supérieur(e) à 360 (n = 6)supérieur(e) à 317 (moyenne)
Colorants directs à base de benzidineHydrosolubilité (mg/L)1 000 – 116 000 (n = 4)1 000 – 116 000 (aire de répartition utilisée)
Colorants directs à base de benzidineLog Koe (sans dimension)0,770,77 (valeur unique)
Colorants directs à base de benzidineDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,95 – 1,27 (n = 25)Aire de répartition utilisée; fait l'objet d'une discussion dans le texte
Colorants directs à base de benzidineDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)1,24 – 2,07 (n = 25)Aire de répartition utilisée; fait l'objet d'une discussion dans le texte
Colorants directs à base de benzidinepKa (sans dimension)pKa1 = −1,5
pKa2 = −1,3
(seules estimations du pKa)
Indicateurs cationiques à base de benzidinePoint de fusion et point de décomposition (°C)189 – 255 (n = 4)209 (moyenne)
Indicateurs cationiques à base de benzidineHydrosolubilité (mg/L)9 000, 10 0009 500 (moyenne)
Indicateurs cationiques à base de benzidineLog Koe (sans dimension)FaibleFaible (on n'a répertorié aucune donnée quantitative)
Indicateurs cationiques à base de benzidineDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)s.o.s.o.
Indicateurs cationiques à base de benzidineDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)s.o.s.o.
Indicateurs cationiques à base de benzidinepKa (sans dimension)pKa1 = non fiable
pKa2 = non fiable
n.d.

Abréviations :
Ka, constante de dissociation acide;
Koe, coefficient de partage octanol-eau;
s.o., sans objet;
n.d., non disponible (nom générique du C.I.)

Nous avons présenté les données pour chacun des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine séparément dans les tableaux 3-2 et 3-3, respectivement, étant donné qu'il existe des différences structurelles importantes entre ces substances. Des données plus détaillées pour chacune de ces substances sont également indiquées aux tableaux A-7 et A-8 de l'annexe A. Alors que les propriétés physiques et chimiques varient également d'une substance à l'autre, en règle générale, les dérivés de benzidine sont hydrosolubles, ont un log Koe et un coefficient de partage carbone organique-eau (log Kco ) de faible à modéré. Les deux précurseurs à base de benzidine sont peu hydrosolubles et ont des valeurs de log Koe et de log Kco plus élevées.

Les seules données expérimentales sur les propriétés physiques et chimiques disponibles pour les deux précurseurs à base de benzidine portaient sur le point de fusion; par conséquent, nous avons utilisé des estimations tirées de modèles pour les autres propriétés de la forme neutre des substances (tableau 3-2).

Il est acceptable d'utiliser les modèles R(Q)SA pour les précurseurs à base de benzidine, étant donné leur simplicité relative et la possibilité de les s'insérer dans le domaine d'applicabilité des modèles. Les précurseurs à base de benzidine ont des valeurs élevées modélisées du log Koe et du log Kco et une hydrosolubilité relativement faible en comparaison avec les dérivés de benzidine. Toutefois, il existe des différences entre ces deux substances, puisque le Naphtol AS-BR est pratiquement insoluble dans l'eau et ne s'ionise pas facilement si l'on se fie à son pKa, tandis que le TCDB est quelque peu hydrosoluble et nous nous attendons à ce qu'il s'ionise dans l'eau.

Tableau 3-2. Valeurs expérimentales et estimées des propriétés physiques et chimiques (à une température d'environ 25 °C) pour les précurseurs à base de benzidine
Produit chimiquePropriétéValeur(s) ou aire de répartition (pour plus de trois points de données)Valeur(s) déterminante(s) pour cette évaluation (base de la sélection)
Naphthol AS-BRPoint de fusion (°C)246; 350290 (moyenne de données estimées)
Naphthol AS-BRPoint d'ébullition
(ºC)
927,49927,49 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRPression de vapeur
(Pa)
7.7  × 10−257,7  × 10−25 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
1,96  × 10−151,96  × 10−15 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRLog Koe7,757,75 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRLog Kco1,43  × 105; 8,21 × 1054,85  × 105 (moyenne des valeurs estimées)
Naphthol AS-BRLog Koa25,8525,85 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRHydrosolubilité
(mg/L)
8,97  × 10−6; 1,44 × 10−51,15  × 10−6 (moyenne des valeurs estimées)
Naphthol AS-BRDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)1,021,02 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)1,421,42 (seule valeur estimée)
Naphthol AS-BRpKa (sans dimension)pKa1 = 13,80
pKa2 = 13,10
pKa1 = 13,80
pKa2 = 13,10
(seules valeurs estimées)
TCDBPoint de fusion (°C)250,21250,21 (seule valeur estimée)
TCDBPoint d'ébullition
(ºC)
580,51580,51 (seule valeur estimée)
TCDBPression de vapeur
(Pa)
3,16  × 10−83,16  × 10−8 (seule valeur estimée)
TCDBConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
5,81  × 10−95,81  × 10−9 (seule valeur estimée)
TCDBLog Koe5,135,13 (seule valeur estimée)
TCDBLog Kco2,2; 5,473,85 (moyenne des valeurs estimées)
TCDBLog Koa16,7616,76 (seule valeur estimée)
TCDBHydrosolubilité
(mg/L)
0,26; 32,8016,53 (moyenne des valeurs estimées)
TCDBDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,830,83 (seule valeur estimée)
TCDBDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)1,051,05 (seule valeur estimée)
TCDBpKa (sans dimension)pKa1 = −3,9
pKa2 = −5,15
pKa1 = −3,9
pKa2 = −5,15
(seules valeurs estimées)

Abréviations :
Ka, constante de dissociation acide;
Koa, coefficient de partage octanol-air;
Kco , coefficient de partage carbone organique-eau;
Koe, coefficient de partage octanol-eau

L'écart entre les propriétés physiques et chimiques de ces cinq dérivés de benzidine est généralement très élevé en raison des petites différences sur le plan de leur structure chimique (p. ex. le 3,3′-DMB 2HCl est un sel). Trois substances (3,3′-DMB, 3,3′-DMOB et 3,3′-DMB 2HCl) sont des amines aromatiques primaires censées ne pas pouvoir s'ioniser aux pH observés sur le plan physiologique et environnemental, comme indiqué par leurs valeurs de pKa (tableau 3.3). Le 3,3′-DMB est structurellement identique à la benzidine, mais contient deux substituants méthyles (CH3−) en position ortho pour les groupes fonctionnels aminés. Le 3,3′-DMB 2HCl devrait se comporter comme un sel et produira du 3,3′-DMB en solution. Le 3,3′-DMOB contient deux groupements fonctionnels méthoxylés (O–CH3 –) en position ortho pour les deux groupes aminés. Le TODI contient deux groupes fonctionnels isocyanates (–N=C=O) et deux groupes méthyles en position orthopour les groupes fonctionnels isocyanates, qui s’hydrolysent rapidement lorsqu'ils entrent en contact avec l'eau (voir la section Persistance dans l'environnement). Le 4N-TMB est une amine tertiaire et ne possède pas de groupes N–H, groupes qui subissent une N-hydroxylation.

Les valeurs modélisées indiquées dans le tableau 3-3 et le tableau A-8 de l'annexe 1 constituent des formes neutres de cinq dérivés de benzidine.

Nous considérons l'utilisation des modèles de relations quantitatives structure-activité R(Q)SA pour ces substances comme acceptable, puisque les dérivés de benzidine sont des substances simples qui s'insèrent dans le domaine d'applicabilité des modèles. Fait à noter, les prévisions du modèle EPIWIN pour les sels sont incertaines; par conséquent, nous n'avons pas retenu les prévisions produites pour le 3,3′-DMB·2HCl dans l'évaluation.

Nous avons déterminé les valeurs modélisées de l'hydrosolubilité, les valeurs du log Koe et les constantes de la loi de Henry pour le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB à l'aide de l'option d'ajustement de la valeur expérimentale (EVA) dans les modèles WATERNT, KOWWIN et HENRYWIN de EPI Suite 4.1. On ajuste la valeur empirique pour l'analogue quantitativement en fonction des différences de fragments structurels lorsqu'on compare les deux substances chimiques. Dans le cas présent, nous avons utilisé l'hydrosolubilité, la valeur du log Koe et la constante de la loi de Henry pour la substance analogue de la benzidine pour produire des prévisions pour le 4N-TMB ou pour corriger les prévisions pour le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB.

Tableau 3-3. Valeurs expérimentales et estimées des propriétés physiques et chimiques (à une température d'environ 25 °C) pour les dérivés de benzidine
Produit chimiquePropriétéValeur(s) ou aire de répartition (pour plus de trois points de données)Valeur(s) déterminante(s) pour cette évaluation (base de la sélection)
3,3′-DMBPoint de fusion (°C)128 – 132 (n = 6)130 (moyenne de données expérimentales)
3,3′-DMBPoint d'ébullition (°C)200 – 339 (n = 4)280 (moyenne de données expérimentales)
3,3′-DMBPression de vapeur (Pa)9,226  × 10−5; 2,74 × 10−29,226  × 10−5 (seule valeur expérimentale)
3,3′-DMBConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
6,373  × 10−7 à 2,59 × 10−2(n = 4)2,59  × 10−2 (seule valeur de la méthode EVA)
3,3′-DMBLog Koe2,3 – 3,0 (n = 4)2,4 (moyenne des valeurs expérimentales et de la méthode EVA)
3,3′-DMBLog Kco2,17 – 3,502,8 (moyenne des valeurs estimées)
3,3′-DMBLog Koa10,9310,93 (seule valeur estimée)
3,3′-DMBHydrosolubilité (mg/L)27 – 1 300 (n = 5)51 (moyenne de données du MITI et des valeurs de la méthode EVA)
3,3′-DMBDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,790,79 (seule valeur estimée)
3,3′-DMBDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)0,860,86 (seule valeur estimée)
3,3′-DMBpKa (sans dimension)pKa1 = 4,6; 4,5; 3,3
pKa2 = 3,4 – 3,5
pKa1 = 4,13
pKa2 = 3,45
(moyenne des données expérimentales)
3,3′-DMB·2HClPoint de fusion (°C)210; 340275 (moyenne des données expérimentales)
3,3′-DMB·2HClPoint d'ébullition (°C)n.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClPression de vapeur (Pa)n.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
n.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClLog Koen.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClLog Kcon.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClLog Koan.d.n.d.
3,3′-DMB·2HClHydrosolubilité10 000; 50 00030 000 (moyenne des données expérimentales)
3,3′-DMB·2HClDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,770,77 (seule valeur estimée)
3,3′-DMB·2HClDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)0,770,77 (seule valeur estimée)
3,3′-DMB·2HClpKa (sans dimension)n.d.n.d.
3,3′-DMOBPoint de fusion (°C)136; 137137 (moyenne des données expérimentales)
3,3′-DMOBPoint d'ébullition (°C)356; 417,2356 (seule valeur expérimentale)
3,3′-DMOBPression de vapeur (Pa)1,66  × 10−5 – 9,45 × 10−41,66  × 10−5 (seule valeur expérimentale)
3,3′-DMOBConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
1,83  × 10−8 – 7,45 × 10−57,45  × 10−5 (méthode EVA)
3,3′-DMOBLog Koe1,5; 2,081,7 (moyenne des valeurs expérimentales et de la méthode EVA)
3,3′-DMOBLog Kco1,99; 2,712,4 (moyenne des valeurs estimées)
3,3′-DMOBLog Koa13,2113,2 (seule valeur estimée)
3,3′-DMOBHydrosolubilité60; 146,8103,4 (moyenne des valeurs expérimentales et de la méthode EVA)
3,3′-DMOBDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,790,79 (seule valeur estimée)
3,3′-DMOBDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)0,860,86 (seule valeur estimée)
3,3′-DMOBpKa (sans dimension)pKa1 = 4,7; 4,24,7 (seule valeur expérimentale)
TODIPoint de fusion (°C)70–11671 (moyenne des données expérimentales)
TODIPoint d'ébullition (°C)314–373353 (moyenne des données expérimentales)
TODIPression de vapeur (Pa)2,95  × 10−32,95  × 10−3 (seule valeur estimée)
TODIConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
n.d.n.d.
TODILog Koen.d.n.d.
TODILog Kcon.d.n.d.
TODILog Koa10,4710,5 (seule valeur estimée)
TODIHydrosolubilitén.d.n.d.
TODIDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,770,77 (seule valeur estimée)
TODIDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)0,780,78 (seule valeur estimée)
TODIpKa (sans dimension)n.d.n.d.
4N-TMBPoint de fusion (°C)108,5 – 195 (n = 5)194 (moyenne des données expérimentales)
4N-TMBPoint d'ébullition (°C)353.7353,7 (seule valeur estimée)
4N-TMBPression de vapeur (Pa)2,41  × 10−4; 2,17 × 10−32,17  × 10−3 (seule valeur expérimentale)
4N-TMBConstante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
1,06  × 10−2; 4,94 × 10−14,94  × 10−1 (méthode EVA)
4N-TMBLog Koe3,53; 4,113,53 (méthode EVA)
4N-TMBLog Kco2,75; 3,07; 3,173 (moyenne des valeurs estimées)
4N-TMBLog Koa9,489,48 (seule valeur estimée)
4N-TMBHydrosolubilité8,23 – 33,8 (n = 5)22,6 (moyenne des valeurs expérimentales et de la méthode EVA)
4N-TMBDiamètre transversal minimum efficace (Dmin, nm)0,650,65 (seule valeur estimée)
4N-TMBDiamètre transversal maximum efficace (Dmax, nm)0,650,65 (seule valeur estimée)
4N-TMBpKa (sans dimension)pKa1 = 6,14
pKa2 = 4,07
pKa1 = 6,14
pKa2 = 4,07
(seules valeurs estimées)

Abréviations :
EVA, Ajustement de la valeur expérimentale;
Ka, constante de dissociation acide;
Koa, coefficient de partage octanol-air;
Kco , coefficient de partage carbone organique-eau;
Koe, coefficient de partage octanol-eau;
MITI, Ministry of International Trade and Industry (Japon);
n.d., non disponible

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4. Sources et utilisations

4.1 Sources

Tous les colorants à base de benzidine, les indicateurs cationiques à base de benzidine, les précurseurs à base de benzidine et les dérivés de benzidine sont d'origine anthropique et on ne devrait pas les trouver de façon naturelle dans l'environnement.

Au cours des dernières années (de 2005 à aujourd'hui), toutes les substances de la présente évaluation préalable ont fait l'objet d'enquêtes effectuées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999).  On a étudié neuf substances dans une enquête menée pour l'année civile 2005 (Canada, 2006b), deux de ces substances dans les enquêtes menées en vertu de l'article 71 pour l'année civile 2006 dans le cadre de l'initiative du Défi (Canada, 2006a; 2006b; 2007; 2008; 2009), cinq substances dans la première phase de la mise à jour de l'inventaire de la LIS (Canada, 2009) et 33 substances dans une étude menée en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) pour l'année civile 2010 (elles ciblaient les groupes de substances azoïques aromatiques et à base de benzidine (Canada, 2011). On a inclus trois substances dans le cadre des deux enquêtes menées pour les années civiles 2005 et 2010.

Les résultats révèlent qu'aucune substance n'a été fabriquée ou importée au Canada au-delà du seuil de déclaration des enquêtes. Selon l'enquête pour la mise à jour de l'inventaire de la LIS, le Direct Blue 14 a toutefois été rapporté comme étant importé au Canada en des quantités inférieures ou égales au seuil de déclaration. L'Acid Red 97 a quant à lui fait l'objet de déclarations de parties intéressées. Cette interprétation concorde avec la tendance des fabricants visant à éliminer progressivement l'utilisation de colorants à base de benzidine au milieu et à la fin des années 1970 et de les remplacer par d'autres colorants en raison de leurs risques potentiels pour la santé humaine (CIRC, 2010a). De plus, de nombreuses régions, y compris l'Europe, comptent des restrictions quant à l'utilisation des colorants à base de benzidine (Environnement Canada et Santé Canada, 2013a). Deux enquêtes européennes, ainsi qu'une étude japonaise, indiquent que l'on relève encore parfois le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB dans certains textiles et articles en cuir, incluant certains produits qui ont été raporté être importés d’autres pays. Par conséquent, ces deux dérivés de benzidine pourraient être présents dans les produits importés au Canada, dans la mesure où le marché canadien du textile est principalement importateur. Toutefois, les données de surveillance canadiennes préliminaires n'ont pas permis de déterminer la présence de ces deux dérivés dans des produits importés. La mise à l'essai des produits sur le marché canadien n'a toutefois pas permis de relever ces deux dérivés dans les textiles et les articles en cuir canadiens ou importés (Santé Canada, 2013).

4.1.1 Colorants acides à base de benzidine

D’après les renseignements fournis à la suite d'enquêtes menées auprès de l'industrie en 2005 et en 2006 par le truchement d'avis publiés dans la Gazette du Canada conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), on n'a signalé aucune activité de fabrication ou d'importation au Canada dans des quantités supérieures au seuil de déclaration pour l'un ou l'autre des neuf colorants acides à base de benzidine (Canada, 2006a; 2006b; 2008; 2009; 2011b).

Une partie a exprimé de l'intérêt pour l'Acid Red 97 dans l'enquête menée en vertu de l'article 71 pour l'année de déclaration 2010 (Environnement Canada, 2012), mais la quantité fabriquée ou importée n'était pas supérieure au seuil de déclaration. On a utilisé ou vendu l'Acid Red 97 au Canada en quantités inférieures au seuil de déclaration de 100 kg (courriel de 2010 de l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers Association adressé à la Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes, Environnement Canada; source non citée).

4.1.2 Colorants directs à base de benzidine

Les renseignements sur la fabrication et l'importation de Direct Blue 14 au Canada ont été recueillis dans le cadre de la première phase de mise à jour de l'inventaire de la LIS en 2009, en vertu des avis publiés dans la Gazette du Canadaconformément à l'article 71 de la LCPE (1999) (Canada, 2006b, 2008b, 2011b).

Moins de quatre entreprises ont déclaré avoir utilisé du Direct Blue 14, dans des quantités variant entre 0 et 100 kg par année. On n'a fourni aucune information sur d'autres colorants directs à base de benzidine dans les récentes enquêtes sur la réglementation publiées en vertu de la LCPE (1999).

On a relevé un seul colorant direct à base de benzidine sur les listes d'utilisation européenne, soit le Direct Blue 295, défini comme une substance chimique LPV par l'Union européenne (ESIS, ©1995–2012).  On n'a trouvé aucune information sur l'utilisation récente du Direct Blue 14 au sein de l'Union européenne.

4.1.3 Indicateurs cationiques à base de benzidine

Aucune information n'a été fournie sur les indicateurs cationiques dans les récentes enquêtes sur la réglementation publiées en vertu de la LCPE (1999). De plus, aucune information ne figurait dans les bases de données Substances in Preparations in Nordic Countries (SPIN), dans la Toxic Substances Control Act (TSCA) américaine ou le European Chemical Substances Information System (ESIS).

4.1.4 Précurseurs à base de benzidine

Aucune information n'a été soumise à propos des deux précurseurs à base de benzidine (Naphtol AS-BR et TCDB) au cours des récentes enquêtes réglementaires effectuées en vertu de la LCPE (1999). Aucun renseignement ne figure dans la base de données SPIN, la TSCA ou le ESIS.

4.1.5 Dérivés de benzidine

Aucune information n'a été soumise à propos des dérivés de benzidine dans les récentes enquêtes réglementaires effectuées en vertu de la LCPE (1999), à l'exception d'une partie intéressée par une substance (3,3′-DMOB) (Canada, 2006b).

L'Union européenne considère le TODI, le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB comme des produits chimiques LPV (ESIS, ©1995 – 2012). Le TODI figure également dans le système européen REACH (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals) (ECHA, 2012).

Le volume global national de production du TODI aux États-Unis était de 4 540 à 227 000 kg (c.-à-d. de 10 000 à 500 000 livres) et de 227 000 à 454 000 kg (c.-à-d. de 500 000 à 1 000 000 livres) au cours des cycles de déclaration de 2002 et de 2006 en vertu du Inventory Update Reporting Program de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 2010; 2012b). Le 3,3′-DMB 2HCl a été déclaré pour la dernière fois en 1990 à une quantité de 4 540 à 227 000 kg (c.-à-d. de 10 000 à 500 000 livres) (USEPA, 2012b).

4.2 Utilisations

La plupart des substances à base de benzidine présentent des caractéristiques structurelles communes. Elles ont également des usages fonctionnels similaires à titre de matières colorantes utilisées dans divers secteurs, principalement ceux du textile et du cuir, ainsi que de la recherche et du développement (Environnement Canada et Santé Canada 2013).

Aucune activité de fabrication ou d'importation n'a été déclarée en réponse à l'enquête menée en vertu de l'article 71 pour l'année civile 2010 (Environnement Canada, 2012) ou à d'autres enquêtes récentes (Environnement Canada, 2006b; 2008; 2009) en une quantité supérieure au seuil de déclaration, mais le Direct Blue 14 a été importé comme substance de laboratoire aux fins d'utilisation en recherche et développement en une quantité inférieure ou égale au seuil de déclaration de 100 kg (Canada, 2009; Environnement Canada, 2009). Les utilisations générales déclarées à l'échelle mondiale dans les sources accessibles au public pour chaque sous-groupe sont résumées dans le tableau 4-1 (Merck Index, 2001; Kirk-Othmer, 2010; Sigma-Aldrich Canada, 2010; Ullmann’s Encyclopedia, 2010; USEPA, 2010).

Tableau 4-1.  Utilisations générales des substances à base de benzidine et des dérivés de benzidine
Colorants acides à base de benzidineColorants directs à base de benzidineIndicateurs cationiques à base de benzidinePrécurseurs à base de benzidineDérivés de benzidine
Colorants, pigments et agents colorants
Instruments électro-optiques
Substances en contact avec les aliments et emballages alimentaires
Agents de laboratoire (p. ex. les teintures)
Laser et affichage à cristaux liquides
Cuir
Peintures et revêtements
Papier
Produits pharmaceutiques
Matériel en plastique
Encres d'imprimerie
Textiles
Produits chimiques intermédiaires
Colorants, pigments et agents colorants
Instruments électro-optiques
Substances en contact avec les aliments et emballages alimentaires
Agents de laboratoire
Laser et affichage à cristaux liquides
Cuir
Peintures et revêtements
Papier
Produits pharmaceutiques
Matériel en plastique
Encres d'imprimerie
Textiles
Agents de laboratoire
Règlement sur les cosmétiques

Produits intermédiaires dans la fabrication de :

  • Colorants, pigments et agent colorants
  • Instruments électro-optiques
  • Substances en contact avec les aliments et emballages alimentaires
  • Agents de laboratoire
  • Laser et affichage à cristaux liquides
  • Peintures et revêtements
  • Papier
  • Produits pharmaceutiques

Produits intermédiaires dans la fabrication de :

  • Adhésifs, élastomères, mousses plastiques souples et rigides
  • Colorants, pigments et agents colorants
  • Encres d'imprimerie


Au Canada, on peut réglementer les colorants à base de benzidine à titre de colorants selon diverses mesures, en fonction de leurs utilisations et applications, comme nous l'expliquons plus en détail ci-après.

Aucune des substances de cette évaluation préalable ne figure sur la Liste des agents colorants autorisés à titre de colorant alimentaire autorisé ou n'est utilisée dans les matériaux d'emballage alimentaire au Canada (courriels de 2011 de la Direction des aliments de Santé Canada adressés au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée; Santé Canada, 2012).

Aucune des substances de cette évaluation préalable n'est répertoriée à titre de colorant autorisé dans la fabrication de médicaments, n'est utilisée comme ingrédient non médicinal dans les médicaments destinés à l'usage humain selon la base de données interne des ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques (courriel de 2011 de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada adressé au Bureau de la gestion des risques de Santé Canada; source non citée), n'a été relevée dans les médicaments vétérinaires (courriel de 2011 de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée) ou n'a été relevée dans les produits biologiques au Canada (courriel de 2011 de la Direction des produits biologiques et thérapies génétiques de Santé Canada adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée). Le Direct Blue 14 constitue la seule substance désignée dans la base de données sur les produits pharmaceutiques en tant qu'ingrédient actif présent dans une solution ophtalmologique pour utilisation chez l'humain dans le cadre des chirurgies oculaires (BDPP, 2012). Aucune des substances dans cette évaluation préalable ne figure dans la base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN, 2008) en tant que substance utilisée dans les produits de santé naturels. De plus, on ne trouve aucune de ces substances dans les produits de santé naturels actuellement homologués selon la base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH, 2008).

Aucune des substances de cette évaluation préalable n'est présente comme ingrédient dans les produits cosmétiques déclarés à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, Loi sur les aliments et drogues(L.R.C. (1985), ch. F-27)(courriels de 2011 la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada adressés au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée). Aucune de ces substances ne figure sur la « Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques » de Santé CanadaNote de bas de page[4].

On n'a déterminé aucune utilisation de substances à base de benzidine ou de dérivés de benzidine dans des produits antiparasitaires homologués au Canada (courriel de 2011 de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

En outre, on n'a déterminé aucune utilisation de substances à base de benzidine pour des applications militaires au Canada (courriel de 2011 du ministère de la Défense nationale adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée). Par contre, deux dérivés de benzidine, le 3,3′-DMOB et le 3,3′-DMB, ont servi dans le domaine militaire au Canada dans les trousses de détecteur de gaz (courriel de 2011 du ministère de la Défense nationale adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

4.2.1 Colorants acides à base de benzidine

Dans l’industrie textile, on utilise principalement les colorants acides pour teindre les fibres naturelles et synthétiques, comme la laine, la soie, le nylon, le polyester, l’acrylique et la rayonne. Les groupes acides sulfoniques réagissent avec les groupes amines cationiques des fibres (ETAD, 1995b). Ces colorants entrent également dans la fabrication du cuir, de matières plastiques, d'encres et de peintures (ETAD, 1995b; Øllgaard et al., 1998; CII, 2011).

On utilise principalement l’Acid Red 97 pour la coloration du cuir et des textiles (CII, 2011).

4.2.2 Colorants directs à base de benzidine

En plus des utilisations générales des colorants directs à base de benzidine, une utilisation thérapeutique particulière du Direct Blue 14 a été relevée au Canada, soit à titre d'ingrédient actif dans une solution ophtalmologique pour les chirurgies oculaires (BDPP, 2012). Le Direct Red 28 est utilisé dans les essais visant à détecter la présence d'acide chlorhydrique dans le contenu gastrique et pour les essais d'amyloses (Merck Index, 2001) et le Direct Blue 15 est utilisé comme teinte, un type d'agent photographique, pour les pellicules cinématographiques (HSDB, 1983-).

4.2.3 Indicateurs cationiques à base de benzidine

On a répertorié l'utilisation du TDBPD à titre de produit chimique de laboratoire, ainsi que dans les activités scientifiques de recherche et développement (ChemIDplus, 1993; Merck Index, 2001; SPIN, 2010). On s'en sert à titre d'agent de laboratoire et d'intermédiaire dans la synthèse d'un pigment bleu foncé (Merck Index, 2001).

4.2.4 Précurseurs à base de benzidine

Le TCDB est censé être utilisé non pas comme colorant, mais à titre de composé diazoïque stabilisé dans les pâtes d'imprimerie pour l'impression textile avec des colorants azoïques (Kirk-Othmer, 2010). On peut également l'utiliser à titre de précurseur ou d'intermédiaire.

Quant au Naphtol AS-BR, il peut servir de précurseur et de composant de couplage pour produire des pigments Naphthol AS diazoïques ainsi que pour teindre des tissus et imprimer des textiles avec des colorants azoïques (Kirk-Othmer, 2010).

4.2.5 Dérivés de benzidine

On utilise principalement les dérivés de benzidine en tant que produits intermédiaires pour la synthèse de matières colorantes et de produits chimiques servant ensuite dans la préparation d'autres matériaux, tels que les textiles, les mousses, les élastomères et les plastiques (HSDB, 1983–; Lide, 2002; ChemicalLand21, 2010; Kirk-Othmer, 2010; USEPA, 2010).

Pour sa part, le 4N-TMB sert de produit chimique intermédiaire dans la fabrication de colorants de triarylméthane (Kirk-Othmer, 2010).

On utilise le TODI dans la fabrication d'uréthane, de matières plastiques et de plastifiants.  Plus précisément, on l'utilise comme produit intermédiaire au polymère dans la production d'élastomères en uréthane utilisés pour fabriquer des joints d'étanchéité, des pièces automobiles, des polyuréthanes de spécialité et des adhésifs en polyuréthane pour les emballages alimentaires (Aznar et al., 2011). Il sert également de réactif dans les tuyaux en plastique, les raccords de tuyauterie et dans le secteur de la fabrication de profilés non stratifiés aux États-Unis (USEPA, 2010).

On se sert du 3,3′-DMB 2HCl comme agent intermédiaire dans la fabrication de pigments et de teintures (Merck Index, 2001; Sigma-Aldrich Canada, 2010) et dans la synthèse d'oxyde de biphényles. On l'utilise également en tant que réactif pour l'or et le chlore libre dans l'eau (Merck Index, 2001).

Le 3,3′-DMOB et le 3,3′-DMB servent tous deux de produits chimiques intermédiaires dans la fabrication de colorants azoïques (Lewis, 1997; ATSDR, 2001; Merck Index, 2001). Le 3,3′-DMOB peut également être utilisé dans la production de colorants pour teindre le cuir, le papier, le plastique, le caoutchouc, les textiles (CIRC, 1974a) et comme produit chimique intermédiaire dans la production du o-dianisidine diisocyanate (CIRC, 1974a). Le 3,3′-DMB peut servir de réactif pour l'or et le chlore libre dans l'eau (Merck Index, 2001) et comme agent de vulcanisation pour les résines d'uréthane (Lewis, 1997).

Aucun des dérivés de benzidine n'est utilisé dans des matériaux d'emballage des aliments au Canada (courriels de 2011 envoyés par la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée). Même si on a relevé le TODI comme diisocyanate dans les adhésifs en polyuréthane des stratifiés d'emballages alimentaires en Europe (Aznar et al., 2011), il n'y a aucune indication de cette utilisation au Canada (courriel de 2012 de la Direction des aliments de Santé Canada adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée).

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5. Devenir et comportement dans l'environnement

Le devenir dans l'environnement des substances chimiques décrit le processus par lequel les produits chimiques se déplacent et sont transformés dans l'environnement. Dans cette section, certaines caractéristiques générales des substances faisant l'objet de la présente évaluation préalable sont traitées afin de déterminer le devenir environnemental de ces substances dans différents milieux, et ce, dans le but de comprendre comment les organismes entrent en contact avec elles dans un milieu donné, leur persistance dans les milieux naturels, ainsi que leurs produits de dégradation, leur distribution dans les différents milieux, 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 on l'explique dans le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013a), le modèle « Equilibrium Criterion », ou EQC (2003), ne s'applique pas aux colorants acides et directs fortement ioniques et chargés ni aux substances basiques comme les indicateurs cationiques, car ils ne s'inscrivent pas dans le domaine du modèle. Par conséquent, nous examinerons 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. L'EQC servira à aider à caractériser et à quantifier le comportement environnemental des dérivés de benzidine et des précurseurs à base de benzidine.

5.1 Rejets dans l'eau et les sédiments

Les colorants (y compris les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que les indicateurs cationiques à base de benzidine) ont une affinité intrinsèque élevée pour les substrats, ce qui entraîne des taux de fixation élevés (ETAD, 1995b; Environnement Canada et Santé Canada, 2013a). S'ils sont rejetés dans les eaux naturelles ou les eaux usées sans être transformés, les colorants acides et directs à base de benzidine à charge négative devraient principalement se lier à des matières organiques en suspension, plus précisément les particules à charge positive, en raison des interactions électrostatiques. Finalement, ils se décanteront sur les matériaux du lit ou dans les boues d'épuration (ETAD, 1995b). Les indicateurs cationiques à base de benzidine à charge positive devraient avoir une affinité pour les substrats ioniques tels que les matières organiques dissoutes, qui ont une charge nette négative en raison de la présence d'acides humiques et fulviques. Certains colorants ioniques peuvent également se lier à des matières organiques au moyen de l'hydrogène et des forces de Van der Waals (Oster, 1955).

On pense que d'autres facteurs, tels que l'augmentation de la taille moléculaire, la dureté de l'eau et la salinité, ainsi que la baisse du pH, favorisent 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.

Une plus petite proportion des colorants ioniques peut également se trouver dans la colonne d'eau en raison de leur très forte hydrosolubilité. Cependant, ces colorants peuvent finir par former des associations avec des matières organiques et se déposer dans les sédiments.

Certains colorants à base de benzidine peuvent également se biotransformer dans les sédiments en dérivés de benzidine. L'analyse EQC a été réalisée pour le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB, des substances relativement neutres, sauf à des pH inférieurs. Puisque le 3,3′-DMB·2HCl est un sel du 3,3′-DMB et que le TODI s'hydrolyse avec le 3,3′-DMB, ces trois substances devraient se comporter de la même façon que les deux autres dérivés de benzidine. Si les dérivés de benzidine sont entièrement déversés dans l'eau (à 100 %), la modélisation EQC indique que plus de 90 % de la masse des dérivés de benzidine demeurera dans l'eau et que seulement un petit pourcentage (de 0,2 à 9,3 %) se déposera dans les sédiments. Toutefois, comme l'indique le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013a), la sorption est un processus important dans le devenir des amines aromatiques dans le milieu aquatique et les systèmes de sédiments (Colon et al., 2002; Chen et Nyman, 2009); par conséquent, on prévoit qu'un plus grand pourcentage des dérivés de benzidine se trouvera dans les sédiments que ce qui est prévu dans l'EQC.

Lorsque les précurseurs à base de benzidine sont rejetés dans l'eau uniquement, la modélisation EQC indique que de 99,1 % du TCDB demeure dans l'eau et que moins de 1 % se dépose dans les sédiments en raison de sa solubilité modérée.Cela entre en contraste avec une prévision selon laquelle 92,9 % de Naphtol AS-BR se déposent dans les sédiments, seulement 7,1 % restent dans l'eau, en raison de sa très faible hydrosolubilité.

5.2 Rejets dans le sol

Il existe deux voies majeures de rejet des colorants azoïques dans le sol : directement, par l'utilisation ou l'application d'un colorant dans l'environnement, et indirectement, par l'épandage de boues d'épuration activées sur les terres agricoles ou leur dépôt dans des sites d'enfouissement.

Les colorants ioniques devraient avoir un niveau de mobilité dans le sol élevé à modéré en raison des faibles coefficients d'adsorption sol-eau (Kd) (Øllgaard et al., 1998). Cette constatation est toute relative du fait que les colorants ioniques peuvent également subir des processus d'échange d'ions avec l'argile du sol, ce qui retarde ainsi la lixiviation (HSDB, 1983). Plus précisément, les colorants acides ont une affinité intrinsèquement élevée pour les substrats, les taux de fixation variant de 85 % à 98 % pour les colorants acides ayant plusieurs groupes acides sulfoniques (ETAD, 1995b).

Certains colorants azoïques peuvent également se biotransformer dans le sol en dérivés de benzidine. Si les dérivés de benzidine sont totalement rejetés dans le sol, la modélisation EQC pour le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB indique que la majorité (81 à 99 %) d'entre eux devraient rester dans le sol. Encore une fois, le 3,3′-DMB·2HCl et le TODI devraient se comporter de façon similaire.

À l'aide de la modélisation EQC, les deux précurseurs à base de benzidine, le Naphtol AS-BR et le TCDB, devraient tous les deux demeurer dans le sol s'ils sont libérés dans ce milieu (99,9 % et 96,6 %, respectivement). Pour ce qui est du TCDB, seulement une petite quantité se dissipera dans l'air (3,3 %) et des quantités négligeables se déposeront dans les sédiments ( inférieur(e) à  0,1 % pour les deux substances).

5.3 Rejets dans l'atmosphère

Les colorants à base de benzidine ne devraient pas être libérés dans l'air et ne devraient pas se répartir dans ce milieu en raison des très faibles pressions de vapeur et constantes de la loi de Henry (HSDB, 1983; Øllgaard et al., 1998). Les colorants hydrosolubles, comme les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que les indicateurs cationiques à base de benzidine, 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, 1995b; Øllgaard et al., 1998).

De même, on ne s'attend pas à ce que les dérivés de benzidine et les précurseurs à base de benzidine soient libérés dans l'air. Cependant, s'ils le sont, la majorité d'entre eux ne devraient pas demeurer dans ce milieu. Selon la modélisation EQC, ils devraient plutôt se déposer dans le sol (78,6 % à 97,5 %).

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

5.4 Persistance dans l'environnement

Afin de caractériser la persistance dans l'environnement des colorants à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine, des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine, nous avons retenu les données empiriques et modélisées pour ces substances dans des conditions aérobies et anaérobies. De plus, nous avons examiné le processus de biotransformation écologique, plus précisément en ce qui concerne le potentiel pour les colorants à base de benzidine de se dégrader en dérivés de benzidine.

5.4.1 Données empiriques sur la persistance

Les données empiriques de biodégradation qui concernent la persistance des colorants à base de benzidine et des précurseurs à base de benzidine sont limitées. Certains essais empiriques (tableau 5-1) dans des conditions aérobies, utilisant les méthodologies normalisées de l'Organisation de coopération et de développement économique (ligne directrice 301C portant sur les essais de l'OCDE), n'ont montré aucune dégradation après 42 et 28 jours pour l'Acid Red 114 et le Direct Black 38, respectivement (CHRIP ©2002-2012).

On a observé certaines données contradictoires sur la dégradation pour les colorants azoïques et à base de benzidine. Par exemple, Idaka et al. (1985) ont constaté une perte de couleur relativement élevée pour le colorant à base de benzidine Direct Red 28 (85 %) et le colorant azoïque Acid Orange 7 (65 %) après 150 jours. Cependant, étant donné que les boues étaient acclimatées aux colorants, on a utilisé des périodes d'essai plus longues et on a fourni le pourcentage de perte de couleurs au lieu du pourcentage d'absorption de la demande théorique d'oxygène. Il est donc difficile de comparer ces valeurs aux résultats des essais normalisés selon la ligne directrice 301C portant sur les essais de l'OCDE. 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.

Tableau 5-1. Sélection de données empiriques relatives à la biodégradation des colorants à base de benzidine dans des conditions aérobies
Sous-groupe (substance précise avec données)MéthodeValeur pour la dégradation (%)Note de bas de page Tableau 5-1 [a]Paramètre de dégradationDurée de l'essai (en jours)Références
Colorants acides à base de benzidine (Acid Red 114)Ligne directrice 301C portant sur les essais de l'OCDE0Biodégradation42CHRIP, ©2002-2012
Colorants directs à base de benzidine (Direct Black 38)Ligne directrice 301C portant sur les essais de l'OCDE0Biodégradation28CHRIP, ©2002-2012


Note de bas de page Tableau 5-1 a

Pourcentage de biodégradation à une concentration donnée de la substance d'essai.

Retour à la note de page Tableau 5-1 a

En plus des essais de biodégradation dans des conditions aérobies, il convient de signaler que les données pour le Direct Blue 14 faisaient état d'une dégradation de 50 % dans les sédiments anaérobies après 16 jours (tableau 5-2).

Tableau 5-2. Sélection de données empiriques relatives à la biodégradation des colorants à base de benzidine dans des conditions anaérobies
Sous-groupe
(substance précise avec données)
MéthodeValeur pour la dégradation (%)Note de bas de page Tableau 5-2 [a]Paramètre de dégradationDurée de l'essai (en jours)Références
Colorants directs à base de benzidine
(Direct Blue 14)
Non répertorié50Eau/sédiment/biodégradation16Weber, 1991


Note de bas de page Tableau 5-2 a

Pourcentage de biodégradation à une concentration donnée de la substance d'essai.

Retour à la note de page Tableau 5-2 a

Des données empiriques beaucoup plus significatives sont disponibles pour les dérivés de benzidine. Nous disposons d'une étude empirique sur la dégradation abiotique (hydrolyse) menée conformément à la ligne directrice 111 portant sur les essais de l'OCDE (hydrolyse en fonction du pH) et à la méthode C.7 de l'Union européenne pour le TODI (ECHA, 2012). Les résultats de l'étude menée pour trois différents pH (pH de 4, 7 et 9) et deux températures (25 °C et 50 °C) indiquent des taux d'hydrolyse rapides pour le TODI, avec des demi-vies de 16 heures (à 25 °C et un pH de 7), de 1,2 heure (à 50 °C et un pH de 7) et égale ou inférieure à 2 minutes dans toutes les autres conditions expérimentales. Le principal produit d'hydrolyse était le 3,3′-DMB, mais on a également obtenu un deuxième composé non identifié avec une masse moléculaire de 240 g/mol (ECHA, 2012).

Nous avons relevé des études empiriques sur la biodégradation pour le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le TODI (tableau 5-3).

Les résultats de ces études varient pour le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB. En effet, des essais de 28 jours sur la biodégradabilité immédiate du ministère du Commerce international et de l'Industrie du Japon (MITI) menés avec une concentration initiale des substances de 100 mg/L indiquent que le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB ne sont pas facilement biodégradables (Kawasaki, 1980; MITI, 1992). Une autre étude menée par Baird et al. (1977) à l'aide des techniques d'essais biologiques Warburg classiques avec le 3,3′-DMB et le 3,3′-DMOB à une concentration de 20 mg/L à 25 °C dans les boues activées a déterminé que les deux substances ont été complètement dégradées (100 %) sur une période de 6 heures. Fait à noter, on a choisi les échantillons de boues activées à partir de deux installations de traitement des eaux usées qui comportaient des rejets domestiques et industriels; par conséquent, les micro-organismes peuvent avoir été acclimatés aux amines aromatiques. De plus, les substances ont été dégradées en dépit de certains effets inhibiteurs sur l'absorption d'oxygène par les micro-organismes, ce qui indique que les effets peuvent avoir été causés par les produits de dégradation non identifiés (Baird et al., 1977).

La biodégradation du 3,3′-DMOB a été étudiée dans le cadre d'une étude de 28 jours en vertu de la ligne directrice 301A portant sur les essais de l'OCDE dans six laboratoires (Brown et Laboureur, 1983). On a mené les essais en utilisant la substance à des concentrations de 20 et de 30 mg/L dans les boues provenant principalement des rejets domestiques. La ligne directrice 301A portant sur les essais de l'OCDE a été modifiée, et on a ajouté diverses quantités d'extraits de levure. On a obtenu la dégradation complète (100 %) à une concentration élevée de levure; toutefois, on a observé une dépendance évidente de l'étendue de cette dégradation sur les niveaux élevés de levure, ce qui indique que la substance « ne se biodégrade pas facilement » (Brown et Laboureur, 1983).

Brown et Hamburger (1987) ont étudié les biodégradabilités aérobies et anaérobies du 3,3′-DMOB. Le 3,3′-DMOB s'est dégradé à plus de 75 % lors d'un test de dépistage de 28 jours sur la biodégradabilité rapide (ligne directrice 301E portant sur les essais de l'OCDE) avec un inoculat de 30 mg/L sur des boues dans des conditions aérobies. Le 3,3′-DMOB s'est quant à lui totalement dégradé après 42 jours dans des conditions anaérobies en utilisant un protocole identique à celui utilisé par Brown et Laboureur (1983).

Les résultats d'un essai en flacon fermé de 28 jours sur la biodégradabilité rapide (ligne directrice 301D portant sur les essais de l'OCDE) du TODI (ECHA, 2012) ont montré une dégradation de 0 %, ce qui indique que la substance n'est pas immédiatement biodégradable. Puisque l'on sait que le TODI s'hydrolyse rapidement au 3,3′-DMB dans l'eau, ce résultat peut également confirmer la nature récalcitrante du 3,3′-DMB.

Tableau 5-3. Données empiriques sur la dégradation des dérivés de benzidine
Produit chimiqueMilieuProcessus du devenirValeur pour la dégradationParamètre de dégradation (durée de l'essai)Références
3,3′-DMBMilieu aquatiqueBiodégradation6 % à haute performance (CLHP)
3 % (DBO)
(100 mg/L)
% de biodégradation (28 jours)MITI, 1992
3,3′-DMBEaux uséesBiodégradation100 %
(20 mg/L)
% de biodégradation (6 h)Baird et al., 1977
3,3′-DMOBMilieu aquatiqueBiodégradationRésistantes à la biodégradation% de biodégradation (28 jours)Kawasaki, 1980
MITI, 1992
3,3′-DMOBEaux uséesBiodégradation100 %
(20 mg/L)
% de biodégradation (6 h)Baird et al., 1977
3,3′-DMOBEaux uséesBiodégradation0 – 100 %% de biodégradation (28 jours)Brown et Laboureur, 1983
3,3′-DMOBMilieu aquatiqueBiodégradationsupérieur(e) à 75 %% de biodégradation (28 jours)Brown et Hamburger, 1987
3,3′-DMOBMilieu aquatiqueBiodégradation100 %% de biodégradation (anaérobie) (42 jours)Brown et Hamburger, 1987
TODIMilieu aquatiqueHydrolyse100 % en 29 h
t½ = 16 h
% de l'hydrolyse (25 °C)ECHA, 2012
TODIMilieu aquatiqueBiodégradation−4,8 %% de biodégradation (28 jours)ECHA, 2012

Abréviations :
DBO, demande biologique en oxygène;
CLHR, chromatographie en phase liquide à haute résolution;
t½, demi-vie

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, 2007b) 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 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 à base de benzidine devraient être libérés dans ce milieu, nous avons principalement étudié la biodégradation aérobique dans l'eau.

Les tableaux A-9a à A-9e de l'annexe A résument les résultats des modèles R(Q)SA disponibles sur la dégradation dans divers milieux environnementaux. Les données modélisées sur la persistance de sortie substance par substance sont disponibles dans le document à l'appui (Environnement Canada et Santé Canada, 2013b). Les modèles de dégradation aquatique utilisés dans le cadre de cette analyse étaient HYDROWIN (2010), ainsi que les sous-modèles BIOWIN 3 à 6 (BIOWIN 20010, D.S. TOPKAT (©2005 – 2009) et le modèle CATALOGIC (©2004 – 2011).

Tous les résultats modélisés pour les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine, ainsi que tous les résultats modélisés, à l'exception d'un modèle (sous-modèle 4 de BIOWIN), pour les précurseurs à base de benzidine prédisent que ces substances se biodégradent lentement dans l'eau dans des conditions aérobies (annexe A, tableaux A9a à d). Ces résultats concordent avec les renseignements inclus dans le rapport d'Environnement Canada et de Santé Canada (2013a), qui donne un aperçu général de la persistance des colorants azoïques dans les milieux aérobies.

Le tableau A-9e de l'annexe A résume les résultats des modèles R(Q)SA pour la dégradation des dérivés de benzidine dans divers milieux environnementaux. On a surtout étudié la biodégradation dans l'eau pour les substances du sous-groupe des dérivés de benzidine, étant donné l'importance écologique du milieu aquatique et le fait qu'ils devraient être libérés dans ce milieu. Seul le TODI contient un groupe fonctionnel (isocyanate) qui devrait subir une hydrolyse. Nous avons également obtenu des prévisions de dégradation atmosphérique, puisque les dérivés de benzidine peuvent être semi-volatils.

Les amines gazeuses ont le potentiel de subir des réactions d'oxydation atmosphérique avec des radicaux hydroxyles, d'oxydes d'azote ou d'ozone (GE et al., 2011). Les données modélisées et les valeurs calculées de la demi-vie de 0,052 à 0,25 jour pour le sous-groupe des dérivés de benzidine indiquent que ces substances subissent une photooxidation rapide à la suite de réactions avec les radicaux hydroxyles (Meylan et Howard, 1993; AOPWIN, 2010). La dégradation des dérivés de benzidine par les radicaux hydroxyles diminuera si les substances sont liées à des matières particulaires. L'élimination des amines par des réactions avec l'ozone est généralement négligeable (GE et al., 2011). On n'a pu effectuer aucune prévision pour le sous-groupe des dérivés de benzidine au moyen d'AOPWIN (2010).

Dans l'ensemble, tous les résultats des modèles générés pour le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB indiquent que bien qu'une certaine transformation de la structure d'origine peut se produire (dégradation primaire) pour le 3,3′-DMOB, les trois substances ne devraient pas se biodégrader de façon significative dans l'environnement.

5.4.3 Biodégradation aérobie des colorants à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine

Les données empiriques et modélisées sur la persistance pour les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que les indicateurs cationiques à base de benzidine, dans les milieux aérobies concordent et montrent qu'il y a eu peu ou pas de biodégradation sur la durée des études. Cela s'explique par le fait que les colorants doivent être stables pour les applications d'utilisation finale afin d'être efficaces et que l'on ne considère pas la plupart d'eux comme biodégradables dans les conditions aérobies pertinentes (Pagga et Brown, 1986; Øllgaard et al., 1998; ETAD, 1995b).

5.4.4 Biodégradation anaérobie des colorants à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine

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). On a observé que le Direct Blue 14 se dégrade dans les systèmes anaérobies sédiments – eau avec une demi-vie de 16 jours (Weber, 1991). La minéralisation complète ou la reprise de la dégradation de ces métabolites pourraient avoir lieu s'ils se retrouvaient, par remise en suspension des sédiments par exemple, en conditions aérobies (Øllgaard et al., 1998; Isik et Sponza, 2004).

Pour ce qui est des produits de transformation potentiellement dangereux, nous avons consulté la littérature scientifique, et l'outil de prévision R(Q)SA CATALOGIC (©2004–2011) a été utilisé pour déterminer quels dérivés de benzidine peuvent être créés à partir des colorants à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine, puis libérés dans l'environnement. On a généré des simulations en utilisant le simulateur de produits du modèle CATALOGIC en fonction des données du MITI sur la demande biologique en oxygène (DBO). Les produits de dégradation potentiels ont été classés par ordre de priorité en fonction du pourcentage de probabilité de formation, de leur danger potentiel et de l'activité commerciale connue de leurs composés d'origine. Des preuves expérimentales de Brown et Hamburger (1987) indiquent que le Direct Blue 14 et l'Acid Red 114 (un analogue à l'Acid Red 111) ont le potentiel de se transformer en 3,3′-DMB dans les sédiments dans des conditions anaérobies. D'après les similitudes structurelles entre l'Acid Red 114 et l'Acid Red 111, on s'attend à ce que l'Acid Red 111 se transforme également en 3,3′-DMB dans des conditions semblables. Les données empiriques provenant d'études sur la dégradation du Direct Black 38 ont permis de déterminer trois différents métabolites – à savoir, l'aniline (n° CAS 62-53-3) (Isik et Sponza, 2004), la benzidine et le 4-biphénylamine (n° CAS 91-67-1) (Isik et Sponza, 2004; Bafana et al., 2009a). Toutefois, aucun de ces métabolites ne se trouve dans le sous-groupe des dérivés de benzidine évalués dans le présent rapport.

Les données modélisées provenant du modèle CATALOGIC concordent avec ces résultats empiriques. On a déterminé que le 3,3′-DMB est un produit de la dégradation du Direct Blue 14, de l'Acid Red 111 et de l'Acid Red 114, mais pas du Direct Black 38. Par conséquent, dans des conditions qui favorisent leur biodégradation, le Direct Blue 14 et l'Acid Red 114 ont le potentiel de se transformer en 3,3′-DMB, l'un des dérivés de benzidine évalués dans le présent rapport. Nous aborderons la contribution de ces produits de transformation plus en détail dans la section sur l'Évaluation de l'exposition écologique.

Il ne devrait pas y avoir de biodégradation anaérobie des indicateurs cationiques à base de benzidine, puisqu'aucune liaison azoïque n'est présente dans leur structure chimique.

5.4.5 Hydrolyse des colorants à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine et des précurseurs à base de benzidine

La majorité des colorants acides et directs à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine et des précurseurs à base de benzidine ne contiennent pas de groupements fonctionnels pouvant subir une hydrolyse. 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). Toutefois, quatre substances, l'Acid Orange 56 et le BADB (colorants acides à base de benzidine), le BDAAH (un colorant direct à base de benzidine) et le Naphtol AS-BR (un précurseur à base de benzidine), contiennent des groupements fonctionnels amides qui ont été signalées par EPISuite comme ayant le potentiel de subir un certain degré d'hydrolyse.

5.4.6 Résumé de la persistance

En raison de la persistance des colorants à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine, des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine dans les milieux aérobies, et compte tenu de leur hydrosolubilité modérée à élevée, ces substances devraient avoir un temps de séjour relativement long dans l'eau. Puisque ces substances devraient rester dans l'eau pendant de longues périodes, elles peuvent se disperser largement à partir de sources ponctuelles de rejet. À la longue, en raison de leurs interactions électrostatiques avec des matières particulaires négativement chargées, ces substances se déposeront dans des sédiments, où elles persisteront dans des conditions aérobies et demeureront une source d'exposition pour les organismes jusqu'à ce qu'elles soient enfouies par sédimentation. Les couches profondes de sédiments sont susceptibles de présenter des conditions anaérobies, ce qui transformera (réduira) les colorants par l'entremise de l'hydrolyse azoïque. L'exposition du benthos dans des conditions anaérobies ne devrait pas être importante. Compte tenu des courts temps de séjour dans l'air, ces substances devraient présenter un faible potentiel de transport atmosphérique à grande distance.

5.5 Potentiel de bioaccumulation

Dans la présente évaluation, une gamme d'éléments d'information a servi à déterminer le potentiel de bioaccumulation des colorants à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine, des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine. 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 R(Q)SA relatifs à la modélisation de la bioaccumulation pour les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine, étant donné que ces substances se trouvaient à l'extérieur du domaine d'applicabilité des modèles.

5.5.1 Coefficient de partage octanol-eau

Comme l'indique le tableau 4a, les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine ont une hydrosolubilité relativement élevée (de supérieur(e) à  500 à 116 000 mg/L). De surcroît, le nombre limité de données expérimentales sur les colorants laisse entendre que les valeurs de log Koe sont relativement basses (en dessous de 0,77). Cela semble également indiquer un très faible potentiel de bioaccumulation si l'on se fie à la théorie du partage à l'équilibre. Cette interprétation est cohérente avec l'opinion générale provenant d'autres sources qui signalent le très faible potentiel de bioaccumulation des colorants ioniques (ETAD, 1995b).

Les précurseurs à base de benzidine ont un log Koemodélisé élevé. Le Naphtol AS-BR a une valeur modélisée du log Koe de 7,75, qui, vu qu'il se situe à plus de 7, est juste au-dessus du seuil indiquant un potentiel de bioaccumulation réduit (Arnot et Gobas, 2003). Le TCDB a une valeur modélisée du log Koe de 5,13, ce qui peut être une indication d'un potentiel de bioaccumulation élevé.

Les dérivés à base de benzidine ont une hydrosolubilité modérée à élevée (8,23 à 50 000 mg/L), et la plupart d'entre eux ont des valeurs de log Kow relativement basses (inférieures à 3,0). Les valeurs modélisées du log Koe pour le 4N-TMB variaient de 3,53 à 4,11, ce qui suggère un potentiel de bioaccumulation modéré. Les valeurs estimées du log Koa varient de 9,48 à 13,21 ce qui laisse entendre que, en cas d'exposition terrestre par voie alimentaire, les substances du sous-groupe des dérivés à base de benzidine ne devraient pas se bioamplifier dans les chaînes alimentaires terrestres, comme le suggèrent Gobas et al., 2003 et Kelly et al., (2007), compte tenu d'un certain degré de métabolisme (une constante du taux métabolique de supérieur(e) ou égal(e) à 0,03/jour) et de l'efficience de l'assimilation dans la diète.

5.5.2 Facteur de bioconcentration (FBC)

Des estimations et des valeurs expérimentales de log Koe ont été comparées avec les FBC expérimentaux chez les poissons pour un certain nombre de colorants (Anliker et al., 1981; ETAD, 1995b; Øllgaard et al., 1998). En ce qui concerne les données obtenues pour six colorants acides et un colorant direct, les FBC déclarés étaient inférieurs à 10, ce qui démontre que les colorants très hydrophiles (ioniques) ne sont pas susceptibles de se bioconcentrer dans les organismes aquatiques. Les données disponibles pour l’Acid Red 114 (tableau 5-4) illustrent les faibles valeurs du FBC (42 à 84 L/kg) chez la carpe à deux différentes concentrations.

Tableau 5-4. Données empiriques sur la bioconcentration des colorants à base de benzidine (Acid Red 114)
Organisme d'essaiConcentration expérimentale (mg/L)Paramètre (FBC (L/kg)Références
Carpe commune (Cyprinus carpio)0,242–76MITI, 1992
Carpe
(Cyprinus carpio)
0,0252–84MITI, 1992


Aucune donnée expérimentale sur le FBC n'était disponible pour les précurseurs à base de benzidine, mais des données estimées sont présentées dans le tableau 5-5 du fait que les modèles R(Q)SA ont été jugés acceptables pour ces substances en raison de leur structure chimique plus simple.

Les données modélisées pour le Naphtol AS-BR montrent un potentiel de bioaccumulation, avec des valeurs supérieures à 5 000, sans la prise en compte du métabolisme. Toutefois, lorsque le métabolisme est pris en considération, la valeur du FBC diminue de façon importante. Le TCDB affiche des valeurs du FBC de modérées à élevées (1120 – 6456) avant de prendre en compte le métabolisme, mais les valeurs sont beaucoup moins préoccupantes lorsque l'on tient compte du métabolisme. Cependant, étant donné que le log Koe et toutes les données sur le FBC sont modélisées, il y a un haut degré d'incertitude en ce qui a trait au potentiel de bioaccumulation du Naphtol AS-BR et du TCDB, ce qui peut présenter une source d'inquiétude.

Tableau 5-5. Données modélisées sur le FBC pour les précurseurs à base de benzidine
SubstanceLog KoeConstante du taux métabolique (kM) (/jour)Organisme d'essaiModèle et base du modèleValeur (poids humide)
(L/kg)
Références
Naphthol AS-BR7,75s.o.PoissonBCFBAF
Sous-modèle 1 (régression linéaire)
5699BCFBAF, 2010
Naphthol AS-BR7,750,2909 (10 g de poisson)PoissonBCFBAF
(avec le taux de biotransformation; niveau trophique intermédiaire)
106,2BCFBAF, 2010
Naphthol AS-BR7,750,304PoissonFBCmax12 302
(Log FBCmax : 4,09)
CPOP, 2008
Naphthol AS-BR7,750,304PoissonFBC corrigé7,4
(Log FBC corrigé : 0,871)
CPOP, 2008
TCDB5.13n.d.PoissonBCFBAF
Sous-modèle 1 (régression linéaire)
1120BCFBAF, 2010
TCDB5.130,192 (10 g de poisson)PoissonBCFBAF
(avec le taux de biotransformation; niveau trophique intermédiaire)
1623BCFBAF, 2010
TCDB5.130,003 63PoissonFBCmax6456
(Log FBCmax : 3,81)
CPOP, 2008
TCDB5.130,003 63PoissonFBC corrigé645,7
(Log FBC corrigé : 2,81)
CPOP, 2008


Bien que les données expérimentales étaient également limitées, il existait des FBC pour l'un des cinq dérivés de benzidine (3,3′-DMB). La faiblesse des FBC (entre 4,8 et 83) chez les poissons sur une période de 56 jours porte à croire que le 3,3′-DMB a un faible potentiel de bioaccumulation (tableau 5-6).

De faibles FBC (55 à 2 617) ont également été observés pour la benzidine chez les poissons, Daphnia magna, les larves de moustique, les escargots et les algues vertes filamenteuses (Lu et al., 1977; Freitag et al., 1985; Tsuda et al., 1997). D'après ces valeurs, nous prévoyons que les substances du sous-groupe des dérivés de benzidine ont un faible potentiel de bioaccumulation.

Tableau 5-6. Données empiriques sur la bioconcentration des dérivés de benzidine (3,3′-DMB)
Organisme d'essaiConcentration expérimentale (mg/L)Paramètre (FBC, L/kg)Références
PoissonNon connue47SRC, 2011
Carpe commune (Cyprinus carpio)0,24,8–34MITI, 1992
Carpe
(Cyprinus carpio)
0,0210–83MITI, 1992


Les valeurs modélisées pour le rapport « facteur de bioaccumulation (FBA)/FBC » des dérivés de benzidine concordent généralement avec les valeurs expérimentales. Elles présentent notamment un faible potentiel de bioaccumulation de l'ordre de 5,2 à 1 173.

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), nous tenons compte des données disponibles sur l'hydrosolubilité, la masse moléculaire et le diamètre transversal pour déterminer le potentiel de bioaccumulation en raison de l'absence de données empiriques sur la bioaccumulation pour les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine.  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 minimes et limitées. Cela est en grande partie dû à la forte hydrosolubilité de ces substances.

En général, les colorants à base de benzidine sont relativement hydrophiles. Ce sont de grosses molécules ayant un poids moléculaire élevé (696 à 1 134 g/mol). Les diamètres transversaux minimaux et maximaux des colorants à base de benzidine varient de 0,95 nm (Dmin) et 2,07 nm (Dmax) (tableau 4a). Ces caractéristiques laissent entendre un faible potentiel de bioaccumulation pour ces substances.

Les diamètres transversaux des indicateurs cationiques à base de benzidine n'ont pu être déterminés à l'aide des modèles.

Les diamètres efficaces des précurseurs à base de benzidine variaient de 0,83 nm (Dmin pour le TCDB) à 1,42 nm (Dmax pour le Naphthol AS-BR) (Tableau 3-2). Cela porte à croire que le potentiel de bioaccumulation du Naphtol AS-BR peut être un peu moindre que celui du TCDB.

Les dérivés de benzidine présentent des diamètres transversaux efficaces variant de 0,65 nm (Dmin) à 0,86 nm (Dmax) (tableau 3-3).  Les dérivés de benzidine évalués dans le cadre de cette évaluation ont généralement un faible poids moléculaire (212 – 285 g/mol) et de petits diamètres transversaux efficaces. Par conséquent, cela ne limite pas le taux d'absorption de cette substance au moment de traverser la membrane cellulaire.

5.5.4 Résumé du potentiel de bioaccumulation

Les colorants à base de benzidine et les indicateurs cationiques à base de benzidine devraient avoir un faible potentiel de bioaccumulation en raison de la faible bioconcentration observée lors des essais empiriques. Cette hypothèse, appuyée par leurs propriétés physiques et chimiques (c.-à-d. faible log Koe, ionisé à un pH environnemental pertinent, masse moléculaire élevée, grand diamètre transversal, hydrosolubilité élevée), ainsi que leur niveau probablement élevé de biotransformation par les organismes, concorde avec ces facteurs. Les précurseurs à base de benzidine devraient afficher une bioaccumulation modérée en raison des valeurs modélisées élevées du FBC, et ce, sans tenir compte du métabolisme et des propriétés physiques et chimiques (c.-à-d., des valeurs de moyennes à élevées de log Koe, un poids moléculaire et des diamètres transversaux qui ne ralentissent pas le taux d'absorption). La faiblesse des FBC et des FBA modélisés et expérimentaux pour les dérivés de benzidine, et les renseignements sur leurs propriétés physiques et chimiques (p. ex. l'hydrosolubilité élevée, la faible valeur du log Koe), qui laissent supposer une faible tendance au fractionnement lipidique ainsi qu'une capacité inhérente à la biotransformation chez les organismes, indiquent que ces substances ont un faible potentiel de bioaccumulation.

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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 et des analogues) pour évaluer les effets écologiques potentiels des colorants à base de benzidine, étant donné le niveau élevé d'incertitude lié à la modélisation de l'écotoxicité de ces substances. En ce qui concerne les dérivés de benzidine, nous avons tenu compte des données empiriques et modélisées.

6.1.1 Études empiriques pour le milieu aquatique

Une gamme d'éléments d'information a servi à déterminer le potentiel écotoxicologique des colorants à base de benzidine, des précurseurs à base de benzidine et des dérivés de benzidine.

Nous ne disposions par contre que de peu d'études empiriques pour les colorants à base de benzidine (tableau 6-1). La plupart des substances avaient très peu ou pas de données empiriques, tandis que d'autres substances, telles que le Direct Blue 14, comptaient plusieurs études pour le milieu aquatique.

Il existe une étude empirique portant sur la toxicité aiguë de divers colorants (46 en tout) chez le tête-de-boule (Pimephales promelas) (Little et Lamb, 1972). Les essais ont été menés conformément aux protocoles publiés; on a effectué des relevés pour chaque essai comprenant des renseignements pertinents sur les organismes cibles, l'eau de dilution et les autres conditions d'essai. L'expérience a donc été conçue pour calculer le seuil de concentration où 50 % des animaux testés survivaient après 96 heures (TL50). Le TL50 de 29 colorants, notamment deux colorants du sous-groupe des colorants directs à base de benzidine (Direct Brown 95 et Direct Black 38), était supérieur à 180 mg/L (la concentration testée la plus élevée).

Nous disposions d'études empiriques sur la toxicité pour les colorants acides à base de benzidine pour l’Acid Red 114 (MITI, 1992) et la préparation Lanasyn Scarlet F-3GL 130, qui contient de l’Acid Red 111 (présentation de projet, 2007). Étant donné que l'étude sur l'Acid Red 111, qui permettait d'obtenir une concentration létale médiane pour 48 heures (CL50) de 11 mg/L pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), utilisait une formulation d'une concentration inconnue du colorant acide à base de benzidine et que nous ne disposions pas d'autres détails sur l'étude, nous n'en avons pas tenu compte en tant que valeur critique, mais nous l'avons considéré à des fins de comparaison dans l'établissement du poids de la preuve. L'étude sur l'Acid Red 114 de MITI (1992) a été effectuée sur la carpe (Cyprinus carpio) et a fourni la valeur la plus faible pour les colorants acides à base de benzidine, avec une CL50 de 4 mg/L (tableau 9a). Ces deux études suggèrent que l'Acid Red 111 et l'Acid Red 114 auraient un potentiel de toxicité modéré (à la limite de la toxicité élevée).

Nous disposions d'études de toxicité sur la crevette d'eau douce (Desmocaris trispinosa) pour deux colorants directs à base de benzidine (Direct Blue 14 et Direct Red 2). On y déclarait que la CL50 après 96 heures pour le Direct Red 2 était de 4,96 mg/L, alors que celle du Direct Blue 14 était de 11,33 mg/L (Ogugbue et Oranusi, 2006). Les auteurs ont indiqué que cette différence peut s'expliquer en partie par le plus faible poids moléculaire du Direct Red 2 en comparaison avec le Direct Blue 14 (c.-à-d., les substances à poids moléculaire plus faible sont transportées plus rapidement à travers la membrane cellulaire). Cette tendance a semblé plus évidente lorsqu'on a inclus une substance de masse moléculaire plus faible (Mordant Black 17, n° CAS 2538-854) et deux substances de masse moléculaire plus élevée (Reactive Red 4, n° CAS 17681-50-4et Reactive Yellow 2, n° CAS 50662-99-2) dans l'ensemble de données.

En général, à la lumière des données provenant de plusieurs taxons, les espèces de poissons ont semblé avoir une plus grande tolérance aux colorants à base de benzidine que les autres taxons (voir le tableau 6-1). Les invertébrés et les algues quant à eux semblaient être plus sensibles aux colorants à base de benzidine.

Les résultats ci-dessus vont dans le même sens que ce qu'on trouve généralement dans la littérature sur les colorants acides et directs (Øllgaard et al., 1998). Une étude de la Environmental Protection Agency (EPA) du Danemark résume les résultats des essais à court terme sur le dard-perche, le Daphnia magna, des algues et des bactéries provenant d'une étude menée par l'Ecological and Toxicological Association of Dyes and Organic Pigments Manufacturers (ETAD) portant sur 47 colorants de différentes classes chimiques (même si le nom des colorants étudiés n'était pas indiqué). En ce qui concerne le CL50 après 96 heures du dard-perche, on a observé une toxicité entre 1 et 10 mg/L pour deux colorants acides, entre 10 et 100 mg/L pour trois colorants acides, et de plus de 100 mg/L pour six autres colorants acides. Pour les colorants directs, les sept testés étaient toxiques pour ce poisson à des concentrations supérieures à 100 mg/L. On a observé des effets sur la concentration efficace moyenne (CE50) après 48 heures entre 10 et 100 mg/L et au-delà de 100 mg/L lors d'essais (critère d'effet non précisé) sur D. magna pour neuf colorants acides. Des essais similaires avec des colorants directs ont révélé des effets nocifs sur D. magna à des concentrations supérieures à 100 mg/L. La toxicité algaire (mesurée lors d'essais de CE50 après 72 heures) a été fixée à moins de 1 mg/L dans deux cas pour les colorants acides (ainsi qu'à des concentrations supérieures pour les sept autres colorants acides), alors que les résultats pour les sept colorants directs se situaient au-dessus de 1 mg/L. Les algues étaient les organismes les plus sensibles à toutes les classes de colorants; on a attribué l'effet à l'inhibition de la croissance par atténuation de la lumière due aux fortes concentrations de colorants (l'eau se colore à partir de 1 mg/L). En comparaison avec d'autres organismes, les bactéries étaient les moins sensibles aux différentes classes de colorants à l'essai (CI50s supérieur(e) à  100 mg/L).

Des expériences menées sur plus de 200 colorants acides ont permis d’observer que l’on peut généralement prévoir l'écotoxicité potentielle de ces substances à partir du nombre de groupes acides sulfoniques (USEPA, 2002). Certains colorants monosulfonés et disulfonés ont présenté une toxicité de modérée à élevée (c.-à-d. des valeurs aiguës de inférieur(e) à  1 mg/L et inférieur(e) à  100 mg/L, respectivement) chez les poissons et les organismes aquatiques. Les colorants composés de trois groupes acides ou plus ont présenté une faible toxicité (c.-à-d., des valeurs aiguës supérieur(e) à  100 mg/L) pour les poissons et les invertébrés. Pour leur part, tous les colorants acides ont présenté une toxicité modérée pour les algues vertes et une analyse plus approfondie a laissé entendre que de tels effets pourraient être liés à un effet d'ombrage léger. Pour que ces généralisations soient applicables, les colorants acides doivent avoir une certaine hydrosolubilité et leurs masses moléculaires doivent généralement être inférieures à 1 000, ce qui est le cas pour l'Acid Red 111. De plus, Environnement Canada a évalué d'innombrables colorants acides en vertu du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles; de manière générale, les colorants anioniques sont faiblement toxiques, quel que soit leur nombre de groupes acides sulfoniques, à quelques exceptions près (p. ex. lorsqu'un groupe fonctionnel réactif n'est pas altéré).

Nous ne disposions que de peu de données expérimentales sur les essais de toxicité pour les indicateurs cationiques. Étant donné que les indicateurs cationiques ont des propriétés physiques et chimiques semblables aux colorants basiques (cationiques), nous utiliserons les données disponibles pour ces substances à titre d'analogie. En général, les indicateurs cationiques peuvent avoir des niveaux élevés de toxicité au-delà de ceux des colorants acides et directs (Øllgaard et al., 1998). Bien que la plupart des données disponibles proviennent d'études sur les colorants basiques triarylméthanes, ces derniers ont une structure chimique assez différente des colorants azoïques et à base de benzidine. Par conséquent, aux fins de comparaison, nous n'avons utilisé dans ce rapport que les données sur les colorants basiques à base de benzidine et les colorants basiques azoïques (pour le BB4), ainsi que les données pour une sous-structure tétrazolium (TTC), pour faire une comparaison avec les indicateurs cationiques, étant donné que ces substances se ressemblent sur le plan structurel.

Les données déduites à partir d'analogues pour les indicateurs cationiques à base de benzidine varient de 2,5 à 10 mg/L, et ce sont les algues qui présentent les valeurs les plus sensibles. Comme indiqué pour les colorants acides, la faible valeur de ce paramètre chez les algues peut avoir pour cause l'effet d'ombrage. Par conséquent, bien que sensible, cet organisme ne fournit pas la meilleure preuve de la toxicité des indicateurs cationiques. La plupart des données pour les indicateurs cationiques à base de benzidine datent de plusieurs années (études publiées au cours des années 1950, 1960 et 1970). Les données sur la toxicité pour les poissons occupent une aire de répartition relativement étroite de 5 à 10 mg/L. En effet, les données les plus fiables et récentes, ainsi que certaines des études les plus pertinentes provenaient de Little et Lamb (1973; 1974), à savoir 5,6 et supérieur(e) à 5,6 mg/L pour le tête-de-boule (Pimephales promelas) exposé au BB4 pendant 96 heures.

Tableau 6-1. Données empiriques sur la toxicité aquatique des substances représentatives pour les sous-groupes des colorants acides à base de benzidine, des colorants directs à base de benzidine et des indicateurs cationiques à base de benzidine
Sous-groupeOrganisme d'essaiType d'essai (durée)ParamètreValeur (mg/L)Références
Colorants acides à base de benzidinePoisson (Cyprinus carpio)Toxicité aiguë (96 heures)CL504Note de bas de page Tableau 6-1 [a] (Acid Red 114)MITI, 1992
Colorants acides à base de benzidinePoisson (Oncorhynchus mykiss)Toxicité aiguë (48 heures)CL5011 (Acid Red 111)Présentation de projet, 2007
Colorants directs à base de benzidineAlgues (Scenedesmus subspicatus)Toxicité chronique (72 h)CE50 (biomasse)4,7 (Direct Blue 15)Brown, 1992
Colorants directs à base de benzidineCrevette d'eau douce
(Desmocaris trispinosa)
Toxicité aiguë (96 heures)CL504,96 (Direct Red 2)
11,3[a] (Direct Blue 14)
Ogugbue et Oranusi, 2006
Colorants directs à base de benzidinePoisson (Oncorhynchus mykiss)Toxicité aiguë (96 heures)CL50560 (Direct Blue 15)Douglas et al., 1986
Colorants directs à base de benzidinePoisson (Oryzias latipes)Toxicité aiguë (96 heures)CL50supérieur(e) à 1 000 (Direct Blue 14)Tsuji et al., 1986
Colorants directs à base de benzidinePoisson (Pimephales promelas)Toxicité aiguë (96 heures)CL50supérieur(e) à 180 (Direct Black 38 et Direct Brown 95)Little et Lamb, 1973
Colorants directs à base de benzidinePoisson (Danio rerio)Toxicité aiguë (96 heures)CL50supérieur(e) à 500 (Direct Blue 15)Brown, 1992
Indicateurs cationiques à base de benzidineAlgues
(Pseudokirchneriella subcapitata)
Toxicité chronique (14 jours)Croissance démographique10 (BB4)Ericson, 1977
Indicateurs cationiques à base de benzidineAlgues (Anacystis aeruginosa)Toxicité chronique (1 jour)Croissance démographique2,5 (TTC)Fitzgerald et al., 1952
Indicateurs cationiques à base de benzidinePoisson (Petromyzon marinus, Ptychocheilus oregonensis, Oncorhynchus tshawytscha, Oncorhynchus kisutch)Toxicité aiguë (24 heures)CL505 à 10 (TTC)Applegate et al., 1957; MacPhee et Ruelle, 1969
Indicateurs cationiques à base de benzidinePoisson (Pimephales promelas)Toxicité aiguë (96 heures)CL505,6 – supérieur(e) à 5,6
(BB4)
Little et Lamb, 1973; 1974


Abréviations :
CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai;
CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Note de bas de page Tableau 6-1 a

Des sommaires d'études rigoureux ont été rédigés afin de déterminer la qualité des études. Ils peuvent être consultés sur demande.

Retour à la note de page Tableau 6-1 a

Peu d'études empiriques portent sur l'écotoxicité du 3,3′-DMB et du TODI (voir le tableau 6-2; données divisées selon la substance à l'annexe A, tableau A-10).

Ces résultats indiquent que les deux substances devraient généralement être modérément toxiques pour les organismes aquatiques, comme le démontre la CE50 après 72 heures ( supérieur(e) ou égal(e) à 1,5 à 6,3 mg/L) chez les algues, la CE50 après 48 heures ( supérieur(e) ou égal(e) à 1,5 à 4,5 mg/L) chez le Daphnia et la CL50 après 96 heures (0,25 – 13 mg/L) chez les poissons. Il est difficile de savoir si la valeur élevée de toxicité aquatique pour les poissons (CL50 après 96 heures de 0,25 mg/L) pour le TODI (ECHA, 2012) est motivée par le TODI ou son amine correspondante (3,3′-DMB), étant donné que la substance s'hydrolyse rapidement lorsqu'elle entre en contact avec l'eau. Une valeur de toxicité chronique du CE50 (0,64 mg/L) après 21 jours chez le Daphnia (MITI, 2000) pour le 3,3′-DMB constitue la valeur empirique la plus prudente dont nous disposions pour les dérivés de benzidine.

Tableau 6-2. Résumé des données empiriques sur la toxicité aquatique pour les dérivés de benzidine
Sous-groupeOrganisme d'essaiType d'essai (durée)ParamètreValeur (mg/L)Références
Dérivés de benzidine (3,3′-DMB et TODI)AlguesToxicité chronique (72 h)CE50supérieur(e) ou égal(e) à 1,5–6,3ECHA 2012; MITI, 2000
Dérivés de benzidine (3,3′-DMB et TODI)DaphniaToxicité aiguë (48 heures)CE50supérieur(e) ou égal(e) à 1,5–4,5Kuhn, 1989Note de bas de page Tableau 6-2[a]; ECHA, 2012; MITI, 2000
Dérivés de benzidine (3,3′-DMB et TODI)DaphniaToxicité chronique (21 jours)CE500,64MITI, 2000
Dérivés de benzidine (3,3′-DMB et TODI)PoissonToxicité aiguë (96 heures)CL500,25–13ECHA, 2012; MITI, 2000


Abréviations :
CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai;
CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Note de bas de page Tableau 6-2 a

CE50 de 24 heures (comportement) = 3,2 mg/L pour 3,3′-DMB.

Retour à la note de page Tableau 6-2 a

Aucune donnée expérimentale sur la toxicité n'est disponible pour les précurseurs à base de benzidine ou les substances analogues.

6.1.2 Études empiriques concernant d'autres milieux naturels

Des données toxicologiques ont été rapportées pour la préparation trypan blue, qui contient plus de 80 % de Direct Blue 14 (Hulzebos et al., 1993). En effet, des études sur la croissance (CE50 sur 7 et 14 jours) ont révélé des valeurs de toxicité modérées (à la limite de la toxicité élevée) de 263 (196 à 352) µg/g de sol et de 290 (250 à 337) µg/g de sol, respectivement, pour la laitue (Lactuca sativa) (tableau 6-3).

Nous ne disposions d'aucune donnée empirique sur la toxicité des colorants à base de benzidine dans les sédiments.

Tableau 6-3. Données empiriques sur la toxicité du sol pour les substances représentatives du sous-groupe des colorants directs à base de benzidine
Sous-groupeOrganisme d'essaiType d'essaiParamètreValeur (mg/kg de sol)Note de bas de page Tableau 6-3[a]Références
Colorants directs à base de benzidine (Direct Blue 14)Laitue (Lactuca sativa)Toxicité chronique
(7 jours)
CE50 (croissance) (sol)196–352 (263)Hulzebos et al., 1993
Colorants directs à base de benzidine (Direct Blue 14)Laitue (Lactuca sativa)Toxicité chronique
(14 jours)
CE50 (croissance) (sol)250–337 (290)Hulzebos et al., 1993


Abréviation :
CE50, la concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai.

Note de bas de page Tableau 6-3 a

Des sommaires d'études rigoureux rédigés afin de déterminer la qualité des études peuvent être consultés sur demande.

Retour à la note de page Tableau 6-3 a

Nous ne disposions d'aucune donnée sur la toxicité pour les dérivés de benzidine dans le sol ou les sédiments.  Toutefois, une étude menée par Chung et al., (1998) sur la toxicité des congénères de la benzidine chez 18 souches bactériennes, y compris l'espèce fixatrice d'azote Azotobacter vinelandii, a permis de déterminer que le TODI, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB n'ont pas été inhibitoires pour l'une ou l'autre des espèces bactériennes mises à l'essai.

6.1.3 Résultats modélisés

Nous ne considérons pas les prévisions de l’écotoxicité à l'aide des modèles R(Q)SA comme fiables, malgré la quantité limitée de données empiriques sur l’écotoxicité des colorants à base de benzidine et des précurseurs à base de benzidine. Les classes de colorants anioniques se prêtent mal à la modélisation, parce que leurs propriétés sortent du domaine d'applicabilité des modèles disponibles et de l'erreur associée à l'estimation des valeurs de log Koe utilisées comme données d'entrée dans les modèles.

Toutefois, dû à leur structure chimique moins complexe et à leur faible tendance à s’ioniser, on a pu modéliser les prévisions de toxicité aquatique pour les trois dérivés de benzidine, le 3,3′-DMB, le 3,3′-DMOB et le 4N-TMB, à l'aide du modèle ECOSAR (2011), car on croit qu'elles font partie du domaine d'applicabilité des modèles (tableau 6-4).

Nous avons déterminé les prévisions pour le 4N-TMB à l'aide de la valeur corrigée du modèle EVA de log Koe de 3,53. Les prévisions du modèle concordent avec les résultats empiriques disponibles pour le 3,3′-DMB et le TODI, ce qui indique que ces dérivés de benzidine devraient être modérément toxiques pour les poissons, le Daphnia et les algues.

Tableau 6-4. Résumé des données modélisées sur la toxicité aquatique pour les dérivés de benzidine
SubstancesOrganisme d'essaiType d'essaiParamètreValeur (mg/L)Références
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBPoissonToxicité aiguë (96 heures)CL509,06–31,91ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBPoissonToxicité chronique (14 jours)CL501,81–21,19ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBPoissonToxicité chroniqueVtc0,017–0,092ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBDaphniaToxicité aiguë (48 heures)CL501,26–2,22ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBDaphniaToxicité chroniqueVtc0,014–0,033ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBAlguesToxicité aiguë (96 heures)CE507,99–11,28ECOSAR, 2011
3,3′-DMB et 3,3′-DMOBAlguesToxicité chroniqueVtc4,55–6,87ECOSAR, 2011
4N-TMBPoissonToxicité aiguë (96 heures)CL508,35ECOSAR, 2011
4N-TMBPoissonToxicité chronique (14 jours)CL508,65ECOSAR, 2011
4N-TMBPoissonToxicité chroniqueVtc0,96ECOSAR, 2011
4N-TMBDaphniaToxicité aiguë (48 heures)CL505,90ECOSAR, 2011
4N-TMBDaphniaToxicité chroniqueVtc0,87ECOSAR, 2011
4N-TMBAlguesToxicité aiguë (96 heures)CE505,44ECOSAR, 2011
4N-TMBAlguesToxicité chroniqueVtc2,68ECOSAR, 2011

Abréviations :
CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai;
CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Étant donné qu'aucune donnée expérimentale n'était disponible pour les précurseurs à base de benzidine et qu'elles sont au plus faiblement ionisées dans l’environnement, nous présentons les données modélisées de la forme neutre dans le tableau 6-5 pour le Naphtol AS-BR et dans le tableau 6-6 pour le TCDB.

Fait à noter, les modèles ECOSAR (2011), CPOP (2008) et ACD/I-Lab (2010-2011) ont fourni des mises en garde pour la majorité des valeurs de sortie des modèles, car la plupart des valeurs de toxicité étaient au-delà du minimum de la plage de valeurs estimées de l'hydrosolubilité pour le Naphtol AS-BR (8,97 × 10−6 mg/L) et le TCDB (0,26 mg/L). Dans le modèle ECOSAR, on a choisi le modèle de toxicité de référence plus que toute autre relation structure – activité (RSA) telle que les amides, phénylamines et polyphénols, puisqu'il comporte le plus grand nombre de substances chimiques dans l'ensemble d'étalonnage et le plus grand nombre possible de valeurs du log Koe. Il s'agit d'un aspect important pour ces deux substances, étant donné qu'elles ont toutes deux des valeurs modélisées élevées du log Koe qui se situent sur la bordure du champ d'application des modèles. Étant donné que nous ne disposions d'aucune donnée expérimentale et que l'on a estimé les valeurs de toxicité à l'aide de données modélisées du log Koe, ces renseignements ne devraient pas constituer un facteur prédominant dans l'évaluation globale reposant sur le poids de la preuve pour la toxicité. Pour illustrer ce fait, nous n'avons qu'à penser aux cinq ordres de grandeur de l'aire de répartition de la toxicité du Naphtol AS-BR.

Tableau 6-5. Résumé des données modélisées sur la toxicité aquatique du Naphtol AS-BR en utilisant l'ACD/I-Lab (2010-2011), les modèles CPOP (2008) et le modèle de toxicité de référence tiré d'ECOSAR (2011)
Organisme d'essaiType d'essai (durée)ParamètreValeur (mg/L)Références
PoissonToxicité chroniqueVtc0,00051Note de bas de page Tableau 6-5[a]ECOSAR, 2011
PoissonToxicité aiguë (96 heures)CL500,006[a]ECOSAR, 2011
PoissonToxicité aiguëCL507,3[a],Note de bas de page Tableau 6-5 [b]ACD/I-Lab 2010 – 2011
PoissonToxicité aiguëCL500.29CPOP, 2008
DaphnieToxicité chroniqueVtc0,0018[a]CPOP, 2008
DaphnieToxicité aiguë (96 heures)CL500,007[a]ECOSAR, 2011
DaphnieToxicité aiguëCL500,00089[a],Note de bas de page Tableau 6-5 [c]ECOSAR, 2011
DaphnieToxicité aiguëCE500,19 [a]ACD/I-Lab 2010 – 2011
DaphnieToxicité aiguëCL500,16 [a]CPOP, 2008
Algues vertesToxicité chroniqueVtc0,033[a]ECOSAR, 2011
Algues vertesToxicité aiguë (96 heures)CE500,032[a]ECOSAR, 2011


Abréviations :
CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai;
CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Note de bas de page Tableau 6-5 a

Données en excès du minimum de l'aire de répartition des prévisions d'hydrosolubilité du Naphtol AS-BR (8,97 × 10−6 mg/L).

Retour à la note de page Tableau 6-5 a

Note de bas de page Tableau 6-5 b

Non fiable dans ACD/I-Lab (2010 – 2011)

Retour à la note de page Tableau 6-5 b

Note de bas de page Tableau 6-5 c

Fiabilité limitée dans ACD/I-Lab (2010 – 2011)

Retour à la note de page Tableau 6-5 c

Tableau 6-6. Résumé des données modélisées sur la toxicité aquatique du TCDB en utilisant les modèles ACD/I-Lab (2010-2011), CPOP (2008) et le modèle de toxicité de référence tiré d'ECOSAR (2011)
Organisme d'essaiType d'essai (durée)ParamètreValeur (mg/L)Références
PoissonToxicité chroniqueVtc0,054ECOSAR, 2011
PoissonToxicité aiguë (96 heures)CL500,61Note de bas de page Tableau 6-6[a]ECOSAR, 2011
PoissonToxicité aiguëCL502,9[a],Note de bas de page Tableau 6-6 [b]ACD/I-Lab, 2010 – 2011
PoissonToxicité aiguëCL50inférieur(e) ou égal(e) à 0,31[a]CPOP, 2008
DaphnieToxicité chroniqueVtc0,083ECOSAR, 2011
DaphnieToxicité aiguë (96 heures)CL500,52[a]ECOSAR, 2011
DaphnieToxicité aiguëCL500,026Note de bas de page Tableau 6-6[c]ACD/I-Lab, 2010 – 2011
DaphnieToxicité aiguë (48 heures)CE50inférieur(e) ou égal(e) à 0,87[a]CPOP, 2008
DaphnieToxicité aiguë (48 heures)CL50inférieur(e) ou égal(e) à 0.19CPOP, 2008
Algues vertesToxicité chroniqueVtc0,51[a]ECOSAR, 2011
Algues vertesToxicité aiguë (96 heures)CE500,80[a]ECOSAR, 2011


Abréviations :
CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai;
CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Note de bas de page Tableau 6-6 a

Données en excès du minimum de l'aire de répartition des prévisions d'hydrosolubilité du TCDB (0,26 mg/L).

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Note de bas de page Tableau 6-6 b

Non fiable dans ACD/I-Lab (2010 – 2011)

Retour à la note de page Tableau 6-6 b

Note de bas de page Tableau 6-6 c

Fiabilité limitée dans ACD/I-Lab (2010 – 2011)

Retour à la note de page Tableau 6-6 c

6.1.4 Cancérogénicité et mode d'action

Nous ne disposons que de peu de renseignements sur la cancérogénicité des colorants à base de benzidine. Comme mentionné précédemment, le clivage du groupe azoïque dans des conditions anaérobies ou réductrices (p. ex. dans les couches profondes de sédiments) entraîne la libération d'amines aromatiques, certaines de ces amines étant connues pour leur cancérogénicité. Des études avec le Direct Black 38 ont révélé une dégradation en benzidine et en 4-aminobiphényl, qui sont des substances mutagènes et cancérogènes (Isik et Sponza, 2004; Bafana et al., 2009a; CIRC, 2010e) et très toxiques (CL50 inférieur(e) à 1 mg/L) pour certains crustacés et alevins (Øllgaard et al., 1998). Cependant, étant donné qu'elles se forment seulement dans des sédiments anoxiques profonds, il est peu probable que les organismes aquatiques soient exposés à ces métabolites plus nocifs Nous disposons de peu de renseignements pour les organismes terrestres.De plus, le potentiel de génotoxicité et d'effets cancérogènes des dérivés de benzidine pour le biote vivant dans les sédiments reste une source d'incertitude.

Peu de données sont disponibles sur la liaison des substances à base de benzidine et des dérivés de benzidine avec l'acide désoxyribonucléique (ADN) ou les protéines dans l’environnement. Les 44 substances à base de benzidine et les dérivés de benzidine ont été examinés pour déterminer la présence d'alertes structurelles à l'aide de la trousse à outils R(Q)SA de l'OCDE pour les interactions de l'ADN et la liaison aux protéines. Ces profileurs axés sur la mécanique permettent de déterminer le potentiel d'effets liés à la génotoxicité ou à la liaison des protéines de ces substances (p. ex. les aberrations chromosomiques, la toxicité aiguë par inhalation et la toxicité aquatique aiguë). Ils ont révélé des liaisons possibles avec l'ADN par la formation d'ions nitrénium pour 33 (18 colorants directs à base de benzidine, neuf colorants acides à base de benzidine, deux indicateurs cationiques à base de benzidine et quatre dérivés de benzidine) des 44 substances à base de benzidine. Cinq substances (deux colorants acides à base de benzidine, un colorant direct à base de benzidine, un précurseur à base de benzidine et un dérivé de benzidine) ont des alertes structurelles, ce qui porte à croire qu'ils peuvent directement acyler des protéines entraînant la formation d'adduits, tandis que les 39 autres substances n'ont montré aucun potentiel de liaison aux protéines.

Ces résultats indiquent que 33 de ces substances pourraient avoir une toxicité additionnelle (surtout la fixation d'ADN et, dans certains cas, la fixation de protéines) en plus de la réaction narcotique standard. Ces données ne laissent entendre que le potentiel de la survenue de ces effets nocifs et ne permettent pas de confirmer qu'ils auront lieu. Par conséquent, nous tiendrons compte des résultats de profilage dans l'établissement du poids de la preuve afin de déterminer le potentiel général d'effets nocifs que ces substances peuvent provoquer. Toutefois, les résultats de profilage concordent avec les valeurs moyennes, quasi élevées, des résultats de la toxicité aquatique aiguë observée pour certains des sous-groupes pris en compte dans cette évaluation. Cela laisse entendre que, étant donné leur biodisponibilité importante dans l'environnement, la réactivité de ces composés peut entraîner une toxicité aquatique aiguë au-dessus de la base de référence de la narcose (comme en fait foi la valeur de log Koe). Nous aborderons le potentiel génotoxique et cancérogène de ces substances sur les humains dans la section Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine.

6.1.5 Calcul de la concentration estimée sans effet et rationalisation du facteur d'évaluation

Colorants acides à base de benzidine

En raison du manque de données sur la toxicité, nous avons utilisé une approche de regroupement pour trouver la concentration estimée sans effet (CESE) pour le sous-groupe des colorants acides à base de benzidine. Nous avons choisi les données sur la toxicité de l'Acid Red 114 comme analogue pour les colorants acides à base de benzidine étant donné qu'il partage une structure chimique similaire avec d'autres membres du groupe, ainsi que les mêmes propriétés physiques et chimiques vu qu'ils font partie de la même catégorie d'application, et parce que nous disposions de renseignements fiables sur sa toxicité.

Nous avons sélectionné la CL50 après 96 h de 4 mg/L pour la carpe (MITI, 1992) comme valeur critique de la toxicité (VCT), car il s'agit de la valeur expérimentale valable la plus sensible. Nous avons calculé la CESE (0,04 mg/L) en divisant la Vct par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et afin d'obtenir une valeur estimée de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL50 à court terme).

Colorants directs à base de benzidine

Une approche de regroupement a également servi à établir la CESE pour le sous-groupe des colorants directs à base de benzidine. Nous avons choisi le Direct Blue 14 en tant que valeur de substitution ou analogue structurel déduit à partir d'analogues, étant donné qu'il est le plus représentatif du groupe (p. ex. 70 à 100 % de similitudes structurelles avec la plupart des substances selon la trousse à outils R(Q)SA de l'OCDE), qu'il partage les mêmes propriétés physiques et chimiques que les substances de la même catégorie d'application et qu'il est celui sur lequel nous disposons du plus de renseignements sur la toxicité.

La VCT choisie est la CL50 de 96 h de 11,3 mg/L pour la crevette d'eau douce (Desmocaris trispinosa; Ogugbue et Oranusi, 2006), puisqu'il s'agit de la valeur expérimentale valable la plus sensible. 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 0,11 mg/L pour les colorants directs à base de benzidine.

La VCT du sol était la CE50 (croissance) après 7 jours de 263 mg/kg pour la laitue (Lactuca sativa) (Hulzebos et al., 1993), puisqu'il s'agissait de la valeur la plus sensible de la seule étude expérimentale réalisée. Nous avons ensuite calculé la CESE dans le sol en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et du fait qu'il s'agissait de la seule étude disponible, et parce que l'essai de 7 jours peut être considéré comme un intermédiaire entre le court et le long terme pour les plantes vasculaires). Le résultat de l'ajustement nous a permis d'obtenir une valeur de 2,63 mg/kg de sol.

Cette CESE sera également utilisée comme preuve pour les colorants acides à base de benzidine, étant donné qu'il y a peu de données sur la toxicité du sol et que les colorants acides et directs ont les mêmes propriétés physiques et chimiques.

Indicateurs cationiques à base de benzidine

La valeur critique de toxicité choisie est la CL50après 96 heures de 5,6 mg/L pour la tête-de-boule (Pimephales promelas), qui a été obtenue au moyen de l'analogue structurel BB4 (Little et Lamb, 1973), puisqu'il s'agissait de la valeur expérimentale valide la plus sensible. Nous avons obtenu une CESE de 0,056 mg/L en divisant la valeur critique de toxicité par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et afin d'obtenir une valeur estimée de la concentration sans effet à long terme à partir d'une CL50 à 96 heures à court terme). Nous avons choisi cette valeur de paramètre de toxicité de poissons pour les indicateurs cationiques à base de benzidine, étant donné que nous disposions de peu de données et qu'il existe des similarités entre le BB4 et le groupe des indicateurs cationiques à base de benzidine, parce qu'ils partagent des groupes fonctionnels communs, ainsi que certaines propriétés physiques et chimiques.

Précurseurs à base de benzidine

Nous avons déterminé une CESE distincte pour le TCDB à partir de la valeur de toxicité chronique modélisée de 0,083 mg/L pour Daphnia à titre de valeur la plus sensible inférieure à la plus faible hydrosolubilité prévue. Nous n'avons pas utilisé un facteur d'évaluation, étant donné que la Vct constitue une estimation très prudente de la valeur de toxicité chronique modélisée qui est aussi guidée par une valeur modélisée très élevée du log Koe, qui constitue elle-même une estimation prudente.

Nous avons déterminé une CESE distincte pour le TCDB à partir de la valeur de toxicité chronique modélisée de 0,083 mg/L pour Daphnia à titre de valeur la plus sensible inférieure à la plus faible hydrosolubilité prévue. Un facteur d'évaluation de 10 a servi pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité, ce qui a permis d'obtenir une valeur de CESE de 0,0083.

Dérivés de benzidine

D'après les données expérimentales et modélisées disponibles, les dérivés de benzidine ont une toxicité écologique semblable, ce qui peut être dû à des modes d'action communs (en raison de la présence de groupes benzénamine ou aniline). Par conséquent, nous avons choisi la valeur expérimentale valable la plus sensible pour le 3,3′-DMB en tant que valeur critique de toxicité et l'avons utilisé à titre d'analogue pour définir le sous-groupe des dérivés de benzidine.

La VCT sélectionnée pour le 3,3′-DMB était la CE50 chronique (immobilisation) après 21 jours de 0,64 mg/L pour Daphnia (MITI, 2000). Nous avons calculé une CESE de 0,064 mg/L pour les dérivés de benzidine, en divisant la Vct par un facteur d'évaluation de 10 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité).

6.1.6 Résumé des effets écologiques

Si nous nous fions aux éléments de preuve sur les données empiriques et déduites à partir d'analogues de l'écotoxicité aquatique, nous pouvons conclure que les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que des indicateurs cationiques à base de benzidine devraient causer des effets nocifs à de faibles concentrations chez les organismes aquatiques. Si nous nous fions aux données empiriques limitées sur l'écotoxicité du sol, les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que les indicateurs cationiques à base de benzidine ne devraient pas être nocifs à de faibles concentrations pour les organismes vivant dans le sol.

En outre, selon divers éléments de preuve reposant sur des données empiriques et modélisées de l'écotoxicité dans divers milieux naturels, nous pouvons conclure que les dérivés de benzidine peuvent causer des effets nocifs à de faibles concentrations sur les organismes aquatiques. Nous ne disposons pas de données pour les organismes vivant dans le sol et les sédiments.

Enfin, d'après plusieurs éléments de preuve reposant sur des données empiriques sur l'écotoxicité dans divers milieux naturels, nous pouvons conclure que les précurseurs à base de benzidine à de faibles concentrations peuvent avoir des effets nocifs sur les organismes aquatiques. Nous ne disposons toutefois pas de données sur les organismes vivant dans le sol et les sédiments.

6.2 Évaluation de l'exposition écologique

6.2.1 Rejets dans l'environnement

Aucune concentration de substances des sous-groupes des colorants acides et directs à base de benzidine, des indicateurs cationiques à base de benzidine, des dérivés de benzidine ou ses précurseurs à base de benzidine n'a été mesurée dans l'environnement canadien. 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, ainsi que l'utilisation commerciale et par les consommateurs, tout comme l'élimination de la substance. Afin d'estimer les rejets dans l'environnement à différentes étapes du cycle de vie des substances évaluées dans le présent rapport d'évaluation préalable, Environnement Canada a recueilli des renseignements sur les secteurs et les gammes de produits pertinents à ces substances. En outre, nous avons déployé des efforts pour compiler les facteurs d'émissionNote de bas de page[5] pour les émissions dans les eaux usées, le sol et l'air à différentes étapes du cycle de vie. Nous avons retenu les facteurs pertinents, avons reconnu les incertitudes et avons avancé des hypothèses, au besoin, pendant chaque étape, selon les renseignements disponibles.

L’information compilée devait servir à donner un aperçu des pertes potentielles qui se produisent à différents stades du cycle de vie et des milieux récepteurs en cause, ainsi qu'à déterminer les étapes du cycle de vie qui contribuent probablement le plus aux concentrations environnementales globales. Nous avons également tenu compte des activités de recyclage et de transfert vers les sites d'élimination des déchets (sites d'enfouissement, incinération). Toutefois, à moins de disposer de données précises sur le taux ou le potentiel de rejet provenant des sites d'enfouissement et des incinérateurs, nous n'avons pas tenu compte des rejets dans l'environnement provenant de l'élimination de façon quantitative.

Cette information a servi à développer davantage les scénarios d'exposition dans le but de déterminer la concentration environnementale estimée (CEE).

6.2.2 Exposition écologique

L'ensemble de la méthodologie utilisée pour déterminer l'exposition écologique aux colorants à base de benzidine consiste tout d'abord à évaluer le plus grand secteur de rejet ou d'utilisation et à déterminer s'il faut offrir le même niveau de détails pour d'autres secteurs ou utilisations. Si nous déterminons que le plus grand secteur de rejet ou d'utilisation présente peu d'inquiétudes sur le plan écologique, nous jugerons alors que tous les autres secteurs ou utilisations comme peu préoccupants en raison de leurs rejets plus faibles. Par conséquent, nous n'aurons pas à les analyser davantage. Sinon, nous examinerons ces autres secteurs ou utilisations afin de déterminer à quel point elles posent une préoccupation sur le plan écologique.

On utilise les colorants à base de benzidine dans divers secteurs d'après les utilisations déclarées dans la documentation (p. ex. Hunger, 2003); toutefois, les principaux secteurs d'utilisation de ces colorants sont les secteurs du textile et du cuir, comme mentionné à la section « Utilisations » du présent rapport.

Nous avons choisi le secteur des procédés de traitement au mouillé des textiles en tant que scénario entraînant une exposition la plus élevée dans le cadre de l'évaluation des risques écologiques posés par les colorants à base de benzidine. Nous avons choisi le secteur du textile, car nous nous attendons à ce qu'il soit le principal secteur d'utilisation des colorants à base de benzidine et que la fraction de colorants perdue dans les eaux usées durant les activités de teinture des textiles soit plus élevée que celle de tous les autres secteurs d'utilisation. On considère le lavage des produits textiles, ainsi que les procédés au mouillé des textiles comme les principales utilisations. Pendant le lavage de produits textiles, on peut perdre les colorants dans les eaux usées. On estime cette perte à 2,5 à 5 %, en divisant la perte maximale de 10 % au cours de la durée de vie des produits textiles (Øllgaard et al., 1998) par une durée de vie ordinaire de deux à quatre ans pour les produits textiles (Michigan Institute of Laundering and Dry Cleaning, 2012). La moyenne des pertes dans les eaux usées dues au traitement au mouillé des textiles est de 10 % pour les colorants acides et de 12 % pour les colorants directs (OCDE, 2004), ce qui est beaucoup plus élevé que la perte de 2,5 à 5 % résultant du lavage des textiles. Par conséquent, nous prévoyons des rejets plus élevés dans le secteur des procédés au mouillé des textiles.

D'après les utilisations déclarées provenant des enquêtes et de la littérature, nous avons déterminé que le secteur des procédés de traitement au mouillé des textiles est un important secteur d'utilisation pour les colorants acides et directs à base de benzidine. Nous avons choisi une évaluation de l'exposition quantitative fondée sur le secteur des procédés de traitement au mouillé des textiles pour les colorants acides à base de benzidine, étant donné qu'il s'agissait de la seule utilisation signalée à partir des enquêtes menées auprès de l'industrie pour les années 2005 et 2006 (Canada, 2006b; 2008b). Bien que ces enquêtes n'ont pas permis de révéler l'application précise des colorants directs à base de benzidine au sein du secteur du textile, les données publiées indiquent qu'ils présentent une grande affinité avec les fibres cellulosiques et qu'on les applique directement aux textiles contenant ces fibres (ETAD, 1995b; Hunger, 2003).

Scénario d'exposition no 1 : Exposition aquatique par les rejets potentiels des procédés de traitement au mouillé des usines de textile

L'approche visant à estimer l'exposition aquatique aux colorants acides et directs à base de benzidine consiste à mettre l'accent sur les procédés de traitement au mouillé des usines de textile, comme principal secteur de rejets et à évaluer leurs CEE aquatiques provenant de sites individuels.

Dans une enquête menée par Environnement Canada en 1999 (Chechem, 1998), on a répertorié, au total, 145 usines de textile utilisant des procédés de traitement au mouillé. Ces usines comprenaient six différents types de textiles (tricots, tissés, fils, laine, tapis et non tissés) et huit installations dont les types de textiles étaient inconnus. La majorité de ces usines déversent leurs eaux usées dans les systèmes municipaux de traitement des eaux usées avant d'atteindre le milieu aquatique.

Des mesures ont été prises pour obtenir les conditions propres au site qui étaient nécessaires pour les calculs de l'exposition aquatique. À cette fin, nous avons examiné les 145 usines en plus de leurs systèmes de traitement des eaux usées locaux et des plans d'eau récepteurs. Nous avons pu obtenir les renseignements sur le débit des effluents de traitement des eaux usées et le débit des eaux réceptrices pour 75 usines. Pour les 70 autres usines, il y avait un manque de renseignements précis sur les systèmes municipaux de traitement des eaux usées locaux ou leurs plans d'eau récepteurs. Toutefois, les 75 usines couvrent tous les principaux types d'usines (tricots, tissé, non tissé, fil, laine, tapis), et nous pensons qu'ils offrent une représentation suffisante des activités de teinture de textiles effectuées par le secteur.

On a déterminé les CEE aquatiques pour les 75 usines à 33 sites, selon la quantité estimée de colorants acides ou directs à base de benzidine utilisée. On associe cette quantité estimée à une seule usine de traitement et l'on détermine celle-ci à partir de la plus forte quantité de colorants vendue à une seule usine de textiles à partir de données de l'enquête en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999).

Les autres paramètres pris en compte dans le calcul des CEE aquatiques comprennent la quantité de colorants acides ou directs à base de benzidine rejetés par les activités de teinture de textiles et supprimés par les systèmes de traitement des eaux usées, ainsi que la dilution par les eaux réceptrices. Étant donné l'intermittence de l'utilisation et du rejet des colorants acides ou directs à base de benzidine, nous avons également retenu la dilution supplémentaire par les lagunes. Nous justifions cela par le fait que les lagunes ont un temps de rétention hydraulique beaucoup plus long que le temps de rejet pour les colorants acides ou directs à base de benzidine. Nous n'avons pas retenu cette dilution supplémentaire comme valable pour les systèmes de traitement des eaux usées primaires ou secondaires en raison de leur temps de rétention hydraulique relativement court.

Les résultats de la CEE aquatique pour les 75 usines sont présentés au tableau 12 dans la section sur la caractérisation des risques écologiques, et les calculs sont expliqués à l'annexe B. Les résultats montrent que les CEE varient de 0,05 à 24 µg/L pour les colorants acides à base de benzidine et de 0,06 à 20 µg/L pour les colorants directs à base de benzidine. Nous considérons ces valeurs comme prudentes, car elles sont fondées sur une quantité maximale de colorants acides ou directs à base de benzidine utilisée à chaque usine et une élimination nulle par les activités de traitement des eaux usées sur place.

Scénario d'exposition no 2 : Exposition dans le sol par l'intermédiaire de l'épandage de biosolides

Nous avons estimé l'exposition dans le sol aux colorants acides ou directs à base de benzidine dans la présente évaluation préalable à l'aide d'un scénario prudent. Dans celui-ci, nous avons supposé que l'on a appliqué les biosolides, produits par les systèmes de traitement des eaux usées des 33 sites évalués, aux terres au taux maximal admissible pendant un important nombre d'années. Le scénario présume également que les colorants acides ou directs à base de benzidine qui s'accumulent dans le sol ne subissent pas de pertes provenant de la dégradation, de la volatilisation, du ruissellement du sol ou de la lixiviation. Ce scénario a permis de calculer une CEE dans le sol de 0,18 mg/kg pour les colorants acides à base de benzidine et de 0,24 mg/kg pour les colorants directs à base de benzidine (voir l'annexe C pour les calculs détaillés).

6.3 Caractérisation du risque écologique

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 prudentes du quotient de risque, décrites ci-dessous.

6.3.1 Colorants acides et directs à base de benzidine

Analyse du quotient de risque pour le milieu aquatique

Une analyse du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements liés à la substance, a été réalisée pour le milieu aquatique, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Nous avons mené l'analyse pour un ensemble de 75 usines à 33 sites et la considérons comme représentative du secteur du textile.

À la lumière des scénarios industriels sectoriels propres au site (en tenant compte des plans d'eaux récepteurs réels), la CEE se situait entre 0,05 et 24 µg/L pour les colorants acides à base de benzidine et entre 0,06 et 20 µg/L pour les colorants directs à base de benzidine (Environnement Canada, 2012). Nous avons respectivement calculé les CESE de 0,04 à 0,11 mg/L pour les colorants acides et directs à base de benzidine (voir la section Évaluation des effets sur l'environnement). Les quotients de risque obtenus (CEE/CESE) se situaient entre 0,0013 et 0,6 pour les colorants acides à base de benzidine et entre 0,00055 et 0,16 pour les colorants directs à base de benzidine. Nous considérons ces résultats comme peu préoccupants. Par conséquent, les effets nocifs sur les organismes aquatiques sont peu probables à ce site en raison de l'importante capacité de dilution.

Analyse du quotient de risque du sol

Nous avons également déterminé les quotients de risque pour le sol en divisant la CEE par la CESE (2,63 mg/kg). Nous avons estimé à 0,068 le quotient de risque pour les colorants acides à base de benzidine et à 0,091 pour les colorants directs à base de benzidine. Ces quotients de risque constituent des estimations prudentes, étant donné que trop d'hypothèses conservatrices ont servi dans le calcul. De ces hypothèses, voici les principales : a) les quantités maximales de colorants acides ou directs sont fondées sur la limite supérieure de chaque teinture déclarée par l'industrie par l'intermédiaire des enquêtes réglementaires; b) il n'y a aucune déduction des quantités de colorants acides ou directs rejetées dans les lagunes et qui ne se retrouvent pas dans des biosolides épandus sur le sol; et c) il n'y a aucune perte estimée pour les colorants présents dans le sol par l'intermédiaire de la dégradation, du ruissellement du sol ou de la lixiviation au cours des dix années d'épandage de biosolides.

Les CEE pour les colorants acides et directs à base de benzidine dans l'eau et le sol indiquent qu'elles sont bien inférieures aux CESE. Étant donné que tous les autres secteurs devraient avoir des rejets plus faibles, ces substances ne devraient pas poser de préoccupations pour l'environnement. Par conséquent, nous n'effectuerons aucune analyse de l'exposition supplémentaire.

Indicateurs cationiques à base de benzidine, dérivés de benzidine et précurseurs à base de benzidine

Aucune donnée commerciale récente n'a été soumise pour les indicateurs cationiques à base de benzidine, les précurseurs à base de benzidine et les dérivés de benzidine, et de l'intérêt a été exprimé pour un seul dérivé de benzidine. Cette interprétation concorde avec le fait que l'utilisation commerciale des colorants à base de benzidine décroît également en raison de restrictions dans plusieurs régions. Bien que l'on puisse utiliser ces substances dans le commerce au Canada sous les seuils de déclaration de l'enquête de 100 kg/an, ou, dans le cas des dérivés de benzidine, que des produits de transformation puissent se former par clivage de la liaison azoïque, nous estimons que les concentrations dans l'environnement au Canada sont très faibles et bien dispersées. Même si les CESE estimées pour ces groupes de substances diffèrent, étant donné le manque de données sur les activités commerciales et l'hypothèse indiquant la faiblesse de la quantité de rejets, nous ne prévoyons aucun risque écologique important à la suite de l'exposition.

6.3.2 Discussion sur le poids de la preuve et la conclusion de la 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 pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul prudent du quotient de risque, ainsi que des données sur la persistance, la bioaccumulation, les effets écologiques, les sources, le devenir de la substance et sa présence et distribution dans l'environnement. Nous avons résumé ci-dessous divers éléments de preuve pour chaque sous-groupe avec les incertitudes pertinentes menant à des conclusions générales.

Les colorants acides et directs à base de benzidine ont une origine anthropique et ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement. Selon de récentes enquêtes, la majorité des colorants acides à base de benzidine et des colorants directs à base de benzidine de ce groupe n'ont pas été commercialisés. Nous n'avons trouvé aucune donnée sur les concentrations de ces substances dans l'environnement canadien. Les colorants acides et directs à base de benzidine sont des molécules anioniques complexes qui ont une hydrosolubilité relativement élevée (supérieure à 1 g/L) et devraient se dissocier dans l'environnement à des pH pertinents. Étant donné qu'il existe un manque de données, nous avons regroupé les colorants acides à base de benzidine en raison de leurs propriétés physiques et chimiques semblables, ainsi que de leurs structures chimiques relativement semblables (p. ex. le partage des groupes fonctionnels communs, mais de nombre différent). De plus, le log Koe des colorants acides azoïques a servi à titre d'analogue pour les colorants acides à base de benzidine. En raison de leur hydrosolubilité élevée et de leur affinité pour les particules organiques de charge opposée, nous nous attendons à ce que les colorants acides et directs à base de benzidine se trouvent dans l'eau, les sédiments et le sol. Compte tenu des 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. Étant donné leur hydrophilicité et leur charge, les colorants acides et directs à base de benzidine affichent de faibles valeurs expérimentales du log Koe(0,42 et 0,77, respectivement). On a déjà comparé les valeurs estimées et expérimentales du log Koe aux facteurs de bioconcentration (FBC) expérimentaux pour les poissons pour un certain nombre de colorants (Anliker et al., 1981; Øllgaard et al., 1998; ETAD, 1995b). Les valeurs déclarées du FBC pour les colorants acides et directs à base de benzidine étaient faibles, variant de 42 à 84, ce qui indique que ces colorants ne sont pas susceptibles de se bioconcentrer dans les organismes aquatiques. De plus, les colorants acides et directs à base de benzidine n'ont pas de potentiel de bioconcentration en raison de leurs poids moléculaires élevés ( supérieur(e) à 600 g/mol) et de leurs diamètres transversaux minimaux et maximaux relativement grands, qui laissent entendre un faible potentiel d'absorption. La bioaccumulation découlant de l'exposition des organismes à ces substances dans le sol et les sédiments est mal comprise en raison de données minimes et limitées, ce qui est dû en grande partie à la forte hydrosolubilité de ces substances. Selon les données empiriques et modélisées, on s'attend à ce que les colorants acides et directs à base de benzidine se biodégradent très lentement dans les milieux aérobies et on les considère donc comme persistants dans l'eau, les sédiments et le sol. Toutefois, les colorants acides et directs à base de benzidine peuvent se dégrader et se transformer en certains dérivés de benzidine s'ils atteignent les milieux anaérobies. On se pose toujours des questions au sujet de la cancérogénicité et de la mutagénicité possibles de ces dérivés de benzidine et de leurs effets potentiels sur le biote vivant dans les sédiments. D'après les éléments de preuve impliquant des données empiriques spécifiques et déduites à partir d'analogues sur l'écotoxicité aquatique et terrestre, on peut conclure que les colorants acides et directs à base de benzidine peuvent causer des effets nocifs chez les organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles (de 4 à 11 mg/L, respectivement). On dispose de données limitées sur la toxicité pour le milieu terrestre et d'aucune donnée pour les organismes vivant dans les sédiments. On a effectué une analyse conservatrice de l'exposition du secteur du textile, car il devait présenter le plus grand potentiel de risque écologique lié aux rejets industriels dans l'environnement pour ces substances. Les quotients de risque calculés à partir des CEE pour les colorants acides et directs à base de benzidine rejetés par les usines de traitement au mouillé des textiles et des CESE dans le milieu aquatique indiquent qu'à des niveaux de rejets prévus conservateurs, on ne s'attend pas à ce que les colorants acides et directs à base de benzidine aient un effet important sur les organismes aquatiques ou le sol. Cela va de même pour les quotients de risque calculés à partir des CEE pour l'épandage de biosolides contenant des colorants acides et directs à base de benzidine sur le sol et des CESE dans le sol. Dans l'ensemble, les résultats de cette évaluation ont mené à la conclusion que les colorants acides et directs à base de benzidine ont un faible potentiel d'effets écologiques nocifs au Canada.

Les indicateurs cationiques à base de benzidine sont également d'origine anthropique et ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement. On n'a commercialisé ni l'un ni l'autre des deux indicateurs cationiques à base de benzidine en des quantités supérieures aux seuils de déclaration selon de récentes enquêtes. De plus, on n'a pas trouvé de données de surveillance canadiennes. Les indicateurs cationiques à base de benzidine ont également une hydrosolubilité relativement élevée (environ 9 à 10 mg/L) et devraient se dissocier à des pH environnementalement pertinents. On a trouvé que ces deux substances ont des propriétés physiques et chimiques et des structures chimiques semblables, de sorte que toutes les données disponibles pour l'une ou l'autre étaient partagées. De plus, des données déduites à partir d'un analogue tirées d'un colorant cationique azoïque et de la substance TTC, qui contient la portion du dichlorure tétrazolium, ont servi pour l'écotoxicité. Étant donné que les indicateurs cationiques à base de benzidine ont une hydrosolubilité élevée et une affinité pour les particules organiques chargées négativement, on s'attend à ce qu'ils se trouvent dans l'eau, les sédiments et le sol, mais pas dans l'air. De plus, vu que les indicateurs cationiques à base de benzidine sont chargés, ils ont de faibles valeurs expérimentales du log Koe. Bien que nous ne disposions pas des FBC pour ces substances, leurs propriétés physiques et chimiques sont assez semblables à celles des colorants acides et directs à base de benzidine ce qui permet de croire que ces teintures ne sont pas susceptibles de se bioconcentrer dans les organismes aquatiques. Les données sur la bioaccumulation terrestre et dans les sédiments sont minimes et limitées, en grande partie en raison de la forte hydrosolubilité de ces substances. Les indicateurs cationiques à base de benzidine sont également d'origine anthropique et ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement. D'après les éléments de preuve issus des données empiriques spécifiques et déduites à partir d'analogues sur l'écotoxicité aquatique et terrestre, on peut conclure que les indicateurs cationiques à base de benzidine peuvent causer des effets nocifs chez les organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles (valeur déterminante de 5,6 mg/L). Les données sur la toxicité ne sont pas disponibles pour le milieu terrestre et pour les sédiments. Toutefois, étant donné que les indicateurs cationiques à base de benzidine ne sont pas commercialisés au Canada, nous ne croyons pas qu'ils aient un effet nocif sur l'environnement.

Les précurseurs à base de benzidine (Naphtol AS-BR et TCDB) sont de source anthropique, ne devraient pas être présents de façon naturelle dans l'environnement et ne semblent pas être commercialisés au Canada dans des quantités supérieures au seuil de déclaration selon de récentes enquêtes. Le Naphtol AS-BR est peu soluble et ne devrait pas se dissocier à des niveaux de pH environnementalement pertinents, tandis que le TCDB est moyennement soluble et se dissociera immédiatement. Nous avons traité ces deux substances séparément, vu les différences entre leurs propriétés physiques et chimiques, ainsi que leurs structures chimiques. Nous avons utilisé des modèles pour prévoir la plupart des résultats, étant donné que nous n'avons pu utiliser de données déduites à partir d'analogues pour d'autres substances, étant donné que nous n'avons pu trouver aucun analogue proche. Puisque le Naphtol AS-BR est très peu soluble, il devrait demeurer principalement dans le sol ou les sédiments s'il est rejeté dans l'environnement, tandis que le TCDB devrait demeurer dans la colonne d'eau ou se lier avec des particules, en raison de son caractère acide. Les deux précurseurs à base de benzidine ont des valeurs de modérées à élevées du log Koe. En outre, nous ne disposions pas des FBC expérimentales pour ces substances. Les FBC aquatiques modélisés étaient modérés à élevés pour le TCDB et le Naphtol AS-BR.Les précurseurs à base de benzidine devraient se biodégrader très lentement dans les milieux aérobies. Nous les considèrons donc comme persistants dans l'eau, les sédiments et le sol. Selon les éléments de preuve impliquant les deux ensembles de données modélisées de la toxicité aquatique pour les paramètres de toxicité chronique et aiguë, on peut conclure que le TCDB et le Naphtol AS-BR peuvent causer des effets nocifs chez les organismes aquatiques à de faibles concentrations (valeurs déterminantes inférieur(e) à 1 mg/L). Les données sur la toxicité ne sont pas disponibles pour le milieu terrestre et pour les sédiments. Toutefois, étant donné que le TCDB et le Naphtol AS-BR ne sont pas commercialisés au Canada, il est improbable que l'une ou l'autre substance ait des effets nocifs sur l'environnement.

Les dérivés de benzidine ont une faible masse moléculaire (212 à 285 g/mol) et contiennent du biphényle. Ces substances anthropiques ne sont pas susceptibles d'être présentes naturellement dans l'environnement. De plus, selon de récentes enquêtes, on n'a commercialisé aucune d'elles en des quantités supérieures aux seuils de déclaration au Canada. On a principalement utilisé les dérivés de benzidine comme produits intermédiaires pour la synthèse des colorants, mais ils peuvent également être utilisés, dans une moindre mesure, dans la fabrication d'autres produits chimiques (HSDB, 1983). Nous n'avons trouvé aucune donnée sur les concentrations de ces substances dans l'environnement canadien. Les dérivés de benzidine sont généralement modérément solubles (supérieure à 10 mg/L), ont des valeurs du log Koe de faibles à modérées (1,7 à 3,5) et deviendront ioniques à de faibles niveaux de pH, comme l'indiquent leurs valeurs de pKa (3,4 à 4,7). Compte tenu de ces propriétés, ainsi que de leur potentiel élevé de liaison aux matières particulaires et aux sédiments (voir Environnement Canada et Santé Canada, 2013a), les dérivés de benzidine devraient se trouver dans l'eau, les sédiments et le sol. On peut considérer certains dérivés de benzidine comme des composés semi-volatils; cependant, ils sont peu susceptibles de rester dans l'air si rejetés dans ce milieu. Par conséquent, le potentiel de transport à grande distance ne devrait pas constituer une source de préoccupation. Cette hypothèse est confirmée par le calcul des données sur la persistance, qui indique que les dérivés de benzidine devraient se dégrader rapidement dans l'air (Meylan et Howard, 1993; AOPWIN, 2010). Toutefois, d'autres données empiriques et modélisées indiquent que les dérivés de benzidine se biodégradent lentement dans les milieux aérobies et qu'on les considère comme persistants dans l'eau, les sédiments et le sol (Kawasaki, 1980; MITI, 1992; ECHA, 2012). L'hydrosolubilité de modérée à élevée, les valeurs du log Koe de faible à modérée, ainsi que les faibles FBC empiriques (4,8 à 47) pour le 3,3′-DMB (MITI, 1992) indiquent que les dérivés de benzidine n'ont pas un potentiel de bioconcentration dans les organismes aquatiques. Les données empiriques et modélisées indiquent que les dérivés de benzidine sont modérément toxiques pour les poissons et les algues ( supérieur(e) à 1 mg/L), mais peuvent être très toxiques pour les invertébrés ( inférieur(e) à 1 mg/L) (Kuhn, 1989; ECHA, 2012; MITI, 2000; ECOSAR, 2011). Toutefois, étant donné que l'on s'attend à des rejets minimes de dérivés de benzidine en milieu aquatique, ainsi que dans d'autres milieux, vu leur non-commercialisation, il ne semble pas que les dérivés de benzidine puissent avoir des effets nocifs sur l'environnement.

6.3.3 Incertitudes

En général, à l'exception de certains dérivés de benzidine, il existait peu de données sur les substances traitées dans le présent rapport. Par conséquent, une méthode déduite à partir d'analogues utilisant des données provenant d'analogues sélectionnés constituait la meilleure solution pour estimer les propriétés physiques et chimiques. Dans le cas des précurseurs à base de benzidine, nous n'avons pu utiliser que des données modélisées.

Le manque de renseignements a conduit à la création de prévisions au moyen de modèles pour la biodégradation et à la déduction de leur potentiel de bioaccumulation à partir des données disponibles sur les propriétés physiques et chimiques. Nous avons généré certaines données empiriques sur les propriétés physiques, chimiques et toxicologiques avec des produits formulés. Par conséquent, dans la mesure du possible, les données disponibles provenant d'analogues pertinents ont également servi pour en apprendre plus au sujet des regroupements déduits à partir d'analogues. Disposer de données sur la toxicité chronique à long terme permettrait de mieux évaluer ces substances en raison de leur possible persistance dans l'environnement. L'utilisation de facteurs d'évaluation pour déterminer une CESE permet de tenir compte de ces incertitudes. Bien que nous ayons jugé important le milieu d'exposition (sol et sédiments) pour les colorants acides et directs à base de benzidine, ainsi que les indicateurs cationiques à base de benzidine, nous ne disposions généralement pas de données sur les effets.

L'absence 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, ainsi que dans les sédiments et le sol. Nous avons avancé des hypothèses prudentes au moyen de modèles pour estimer les concentrations dans les plans d'eau récepteurs, les sédiments et le sol.

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 seront pas très différentes des quantités estimées ici en raison des hypothèses conservatrices utilisées lors de l'analyse de l'exposition associée au secteur du textile.


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