Annexes de l'évaluation préalable

Groupe de substances azoïques aromatiques et à base de benzidine
Certains pigments monoazoïques

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada
Mai 2016

Table des matières

• Annexe A : Identité chimique, structures, formules et poids moléculaires des 33 pigments monoazoïques, organisés par sous­ensemble
• Annexe B : Propriétés physiques et chimiques expérimentales (à une température ambiante selon la situation) des pigments monoazoïques et de leurs analogues
• Annexe C : Données expérimentales sur la biodégradation des pigments monoazoïques et de leurs analogues
• Annexe D : Données expérimentales sur la toxicité aquatique des 33 pigments monoazoïques et de leurs analogues
• Annexe E : Calculs de l'exposition écologique pour les pigments monoazoïques
• Annexe F : Estimations de l’exposition liée à l’utilisation de cosmétiques
• Annexe G : Estimations de l’exposition liée à l’utilisation de pigments monoazoïques dans les peintures.
• Annexe H. Estimation de l’exposition à court terme aux pigments monoazoïques dans l’encre de tatouage permanente (adulte)
• Annexe I : Calculs des doses repères pour le PR3, le PO5, le PR4 et le PR53:1
• Annexe J : Pigments monoazoïques avec effets préoccupants
• Retour à l'évaluation préalable

Annexe A : Identité chimique, structures, formules et poids moléculaires des 33 pigments monoazoïques, organisés par sous­ensemble

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Annexe B : Propriétés physiques et chimiques expérimentales (à une température ambiante selon la situation) des pigments monoazoïques et de leurs analogues

Abréviations :
DMF, N,N-diméthylformamide;
DMSO, diméthylsulfoxyde;
NMP, N-méthyl-pyrrolidine

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Annexe C : Données expérimentales sur la biodégradation des pigments monoazoïques et de leurs analogues

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Annexe D : Données expérimentales sur la toxicité aquatique des 33 pigments monoazoïques et de leurs analogues

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Annexe E : Calculs de l'exposition écologique pour les pigments monoazoïques

A5.1 Calculs de l'exposition aquatique liée à la fabrication de pigment

Une importante installation de fabrication de pigments au Canada a été choisie pour estimer le niveau d'exposition aquatique aux pigments monoazoïques. L'estimation a été calculée comme suit :

La production quotidienne de pigments monoazoïques était un paramètre essentiel pour les calculs de l'exposition aquatique, mais elle était inconnue. Ce paramètre a été estimé sur la base de la quantité totale de pigments organiques fabriqués (déclarée) au Canada, soit 3 000 000 kg/an (Linak et al., 2011), et du nombre de jours de production, soit 300 jours/an, calculé pour la quantité fabriquée de 3 000 000 kg/an selon le document d'orientation sur l'évaluation des risques de la Commission européenne (Commission européenne, 2003) :

Production quotidienne de pigments monoazoïques :

= Quantité annuelle de pigments organiques fabriqués/Jours de production par année

= 3 000 000 kg/an/300 jours/an

= 10 000 kg/jour

Environnement Canada a mené un certain nombre de visites à des installations de fabrication de pigments en 2010 (Environnement Canada 2010) et a appris que l'équipement de production de pigments était régulièrement nettoyé avec de l'eau. Les eaux usées générées étaient ensuite traitées pour l’enlèvement des matières solides par un système de traitement des eaux usées sur place avant d’être rejetées dans le réseau d’égouts. Environnement Canada a également mené différentes visites à d'autres types d'installations, comme une installation de formulation de peinture au latex (Environnement Canada, 2013a), une installation de fabrication de revêtements en poudre (Environnement Canada, 2013b), une installation de fabrication de cosmétiques (Environnement Canada et Santé Canada, 2010) et à une installation de nettoyage de camion-citerne (Environnement Canada, 2009b). Toutes ces visites, y compris des installations de fabrication de pigments, ont montré que les produits perdus dans les eaux usées lors du nettoyage de l'équipement variaient grandement, mais ne dépassaient pas 10 % de la production totale ou du volume de retenue de l'équipement. Cette valeur de 10 % a été utilisée comme estimation prudente pour le plus fort facteur d'émission dans les eaux usées découlant du nettoyage de l'équipement de production des pigments.

Facteur d'émission dans les eaux usées découlant du nettoyage de l'équipement = 10 %

Les déversements quotidiens dans les eaux usées de pigments monoazoïques ont ensuite été estimés en multipliant la production quotidienne par le facteur d'émission.

Déversements quotidiens des pigments monoazoïques dans les eaux usées

= Production quotidienne de pigments monoazoïques × Facteur d'émission dans les eaux usées découlant du nettoyage de l'équipement

= 10 000 kg/jour  × 10 %

= 1 000 kg/jour

On a déclaré que le traitement primaire des eaux usées sur place permettait d'éliminer 90 % des pigments avec une hydrosolubilité inférieure à 1 mg/L (OCDE, 2009, p. 58). Étant donné que tous les pigments monoazoïques ont une solubilité dans l'eau inférieure à 1 mg/L et que le traitement des eaux usées par l'installation sur place devrait afficher une efficacité d'élimination primaire ou équivalente, selon les visites des installations de fabrication des pigments (Environnement Canada, 2010), le taux d'élimination de 90 % a été utilisé pour le traitement des eaux usées sur place.

Traitement et élimination des eaux usées sur place = 90 %

Les rejets quotidiens de pigments monoazoïques dans le réseau d'égouts ont ensuite été estimés :

Déversements quotidiens de pigments monoazoïques dans le réseau d'égouts

= Déversements quotidiens de pigments monoazoïques dans les eaux usées × (1 - Traitement et élimination des eaux usées sur place)

= 1 000 kg/jour × (1 - 0,9)

= 100 kg/année

Les eaux usées traitées rejetées par l’installation ont ensuite été traitées par un système de traitement des eaux usées hors site. Ce système avait un débit de 334 900 000 L/jour. La concentration de pigments monoazoïques dans les eaux brutes est estimée en divisant les émissions quotidiennes dans le réseau d'égouts par le débit :

Concentration de pigments monoazoïques dans les eaux brutes

= Déversements quotidiens de pigments monoazoïques dans le réseau d’égouts / Débit du système de traitement des eaux usées hors site

= 100 kg/jour / 334 900 000 L/jour

= 298,6  × 10⁻⁹ kg/L

= 298,6 μg/L

L’élimination des pigments monoazoïques par le système de traitement des eaux usées hors site a été estimée à l’aide de modèles. Le système était du type secondaire, et son taux d'élimination a été estimé par le modèle ASTreat (2006) dans une plage allant de 0,5 à 49,2 %, sur la base de la plage de log K_oe allant de -0,75 à 4,62 pour les pigments monoazoïques. Dans cette estimation, compte tenu du manque de données sur la biodégradation, on a considéré les pigments monoazoïques comme des substances non volatiles, en supposant qu'ils ne se biodégradent pas. Par conséquent, le taux d'élimination estimé était un résultat de la sorption des boues, uniquement. La valeur de l'extrémité inférieure de cette plage a été utilisée pour calculer une CEE aquatique prudente.

Traitement et élimination des eaux usées hors site = 0,5 %

La concentration de pigments monoazoïques dans les effluents a ensuite été calculée :

Concentration de pigments monoazoïques dans les effluents

= Concentration des pigments monoazoïques dans les eaux brutes × (1 − Traitement et élimination des eaux usées hors site)

= 298,6 μg/L × (1 - 0,005)

= 297 μg/L

Les eaux réceptrices du système de traitement des eaux usées hors site étaient un lac de grande taille, et on a présumé que le facteur de dilution au point de rejet était de 10. Ainsi, la concentration des pigments monoazoïques dans les eaux réceptrices près du point de rejet, ou la CEE aquatique, ont été estimées :

CEE aquatique

= Concentration des pigments monoazoïques dans les effluents / Facteur de dilution dans les eaux réceptrices

= 297 μg/L / 10

= 29,7 μg/L

La CEE pour la fabrication des pigments est présentée au tableau 14.

A5.2 Calculs de l'exposition aquatique pour la formulation des peintures et des revêtements

Soixante-quinze installations de formulation de peintures et de revêtements ont été identifiées par les utilisateurs industriels de pigments monoazoïques dans le cadre d'enquêtes menées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999 (Canada 2006, 2007, 2008, 2011), et huit d'entre elles ont été déterminées comme étant les utilisateurs les plus importants. En moyenne, huit installations ont utilisé 5 000 à 10 000 kg/an par pigment pour un ou plusieurs pigments monoazoïques. Ces huit installations ont donc été choisies pour déterminer le niveau d'exposition aquatique pour le secteur de formulation des peintures et des revêtements. Moins de cinq de ces autres installations ont initialement été définies comme des utilisateurs importants en fonction d'enquêtes menées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) mentionnées ci-dessus, mais des questions de suivi ont montré que chacune de ces installations utilisait moins de 5 000 kg/an tous pigments monoazoïques combinés (courriels de l'installation adressés à Environnement Canada en 2013, source non citée).

Des pigments peuvent être libérés dans le milieu aquatique par l'intermédiaire du traitement des eaux usées lorsque l'équipement de formulation est nettoyé avec de l'eau. Le nettoyage est prévu pour les peintures et les revêtements à base d'eau. Les calculs de l'exposition présentés ci-dessous ont donc été basés sur des données liées aux peintures et aux revêtements à base d'eau.

On a déterminé que la taille d'un lot de production de peinture/revêtement variait de 1 000 à 19 000 kg, selon une analyse des données de l'industrie (Environnement Canada, 2012). Étant donné que la quantité rejetée à partir du nettoyage de l'équipement est proportionnelle à la taille du lot, la plus grande taille de lot (19 000 kg) a été utilisée pour calculer une CEE prudente.

Taille de lot maximale = 19 000 kg

La quantité de résidus perdus lors du nettoyage de l'équipement a également été obtenue à partir d'une analyse des données de l'industrie. Cette quantité, généralement exprimée comme un pourcentage d'une taille de lot et indiquée comme un facteur d'émission dans les eaux usées, était de 0,3 % (Environnement Canada, 2012) et elle a été utilisée pour le scénario de formulation de peintures et de revêtements.

Facteur d'émission dans les eaux usées : 0,3 %

La teneur en pigments des peintures et des revêtements à base d'eau variait de 15 % à 45 % sur la base d'un certain nombre de visites d'installations de formulation de peintures et de revêtements (Crechem Technologies, 2003), et de 2 % à 30 % sur la base d'une plus récente visite de site (Environnement Canada, 2013c). La plus forte teneur en pigments (45 %) a été choisie comme le scénario de la pire éventualité.

Teneur en pigments des peintures/revêtements = 45 %

Une analyse des données de l'industrie a montré que le nettoyage de l'équipement de formulation des revêtements était effectué en un jour (Environnement Canada, 2012). La quantité maximale de pigments rejetée dans des eaux usées brutes sur place a ensuite été estimée :

Quantité quotidienne maximale de pigments rejetée dans les eaux usées brutes sur place

= Taille de lot maximale × Teneur maximale de pigments dans les peintures/revêtements × Facteur d'émission dans les eaux usées

= 19 000 kg × 45 % × 0,3 % = 25,7 kg/jour

Des visites d'installations de formulation de peintures et de revêtements ont indiqué que le traitement des eaux usées sur place pour l'élimination des matières solides était courant pour les installations de grande taille (Crechem Technologies, 2003). Les visites de sites ont également indiqué que les eaux usées traitées sur place étaient ensuite traitées à nouveau par un système de traitement des eaux usées hors site avant de finir en milieu aquatique. On a donc pris en compte le traitement des eaux usées sur place et hors site dans les calculs de l'exposition.

Les pigments affichant une hydrosolubilité inférieure à 1 mg/L devraient être éliminés à 90 % par l'intermédiaire de boues primaires (OCDE, 2009). Étant donné que tous les pigments monoazoïques ont une solubilité dans l'eau inférieure à 1 mg/L et que les systèmes de traitement des eaux usées sur place devraient avoir au moins une efficacité d'élimination primaire ou équivalente, l'efficacité d'élimination devrait être de 90 % pour le traitement des eaux usées sur place.

Traitement et élimination des eaux usées sur place = 90 %

La quantité maximale de pigments rejetée dans le réseau d'égouts après le traitement des eaux usées sur place a ensuite été estimée :

Quantité maximale de pigments rejetée dans le réseau d'égouts

= Quantité quotidienne maximale de pigments rejetés dans des eaux usées brutes sur place × (1 - Traitement et élimination des eaux usées sur place)

= 25,7 kg/jour × (1 - 0,9)

= 2,57 kg/jour

Les calculs présentés ci-dessous dépendent de l'emplacement de l'installation concernée. Pour une installation au site C-2, le débit des eaux usées d’un système de traitement des eaux usées hors site était de 14 700 000 L/jour. La concentration de pigments dans les eaux brutes a ensuite été estimée :

Concentration de pigments dans les eaux brutes

= Quantité maximale de pigments rejetée dans le réseau d'égouts / Débit du système de traitement des eaux usées municipales hors site

= 2,57 kg/jour / 14 700 000 L/jour

= 1,75  × 10⁻⁷ kg/L = 175 μg/L

L’efficacité d’élimination des systèmes de traitement des eaux usées hors site aux huit installations de peintures et de revêtements a été estimée à l’aide de modèles. Les systèmes de traitement utilisés sur ces sites étaient tous secondaires, et leur efficacité d’élimination a été estimée à l’aide du modèle d’ASTreat (2006). Compte tenu du manque de données sur la biodégradation, on a considéré les pigments monoazoïques comme des substances non volatiles, en supposant qu'ils ne biodégradent au cours du traitement des eaux usées. Par conséquent, l'efficacité de l'élimination a été estimée uniquement en fonction de la sorption des boues. Ces estimations variaient de 0,5 à 49,2 % pour les systèmes secondaires, sur la base de la plage de log K_oe allant de -0,75 à 4.62. La valeur inférieure de cette plage a été utilisée pour calculer des CEE aquatiques prudentes.

Traitement et élimination des eaux usées hors site = 0,5 %

Pour le site C-2, la concentration de pigments dans les effluents a été estimée :

Concentration de pigments dans les effluents

= Concentration des pigments dans les eaux brutes × (1 − Traitement et élimination des eaux usées hors site)

= 175 μg/L × (1 - 0,005) = 174 μg/L

La CEE aquatique a été estimée en divisant la concentration dans les eaux résiduaires par un facteur de dilution approprié dans l'eau réceptrice. Étant donné que la CEE aquatique est évaluée près du point de déversement, le facteur dilution dans les eaux réceptrices sélectionné doit également être applicable à cette exigence. Le plein potentiel de dilution d'une rivière, sur la base de son débit au 10^e  percentile, est considéré comme approprié si le facteur de dilution se situe entre un et dix. Sinon, la dilution est présumée à dix pour les grandes rivières et les eaux calmes. Les eaux réceptrices pour le système de traitement des eaux usées au site C-2 sont une rivière avec un débit au 10^e percentile de 98 120 000 L/jour. Par conséquent, le facteur de dilution a été calculé comme suit :

Facteur de dilution dans les eaux réceptrices = Débit au 10^e percentile / Débit du système de traitement des eaux usées municipales hors site

= 98 120 000 L/jour / 14 700 000 L/jour

= 6,7

Le facteur de dilution a été utilisé dans le calcul de la CEE aquatique pour le site C-2 :

CEE aquatique =

= Concentration de pigments dans les effluents / Facteur de dilution dans les eaux réceptrices

= 174 μg/L / 6,7 = 25,9 μg/L

Les CEE aquatiques pour les huit installations de formulation de peintures et de revêtements sont résumées au tableau 14.

A5.3 Calculs de l'exposition aquatique liée aux activités de désencrage

Dix-sept installations ont été définies comme menant des activités de désencrage du papier par trois sources, notamment le répertoire de Pulp and Paper Canada (2013), le répertoire de Lock-wood Post (2011) et la plateforme FisherSolveMC (2013). Parmi ces 17 installations, on disposait de renseignements suffisants sur 13 permettant d'effectuer des calculs de l'exposition aquatique. On a jugé que ces 13 installations représentaient bien l'ensemble du secteur canadien du désencrage.

La CEE aquatique a été estimée pour chacune des 13 installations. Ces installations ont généré et traité leurs eaux usées respectives sur le site, puis les ont déversées directement dans des eaux réceptrices. La CEE aquatique a été estimée pour chaque installation en fonction de la quantité de pigments monoazoïques entrant dans l'installation, du facteur d'émission dans les eaux usées, du volume d'eaux usées, de l'efficacité d'élimination sur place de l'usine de traitement des eaux usées, et de la dilution dans les eaux réceptrices.

Une explication détaillée des calculs de la CEE aquatique pour les pigments monoazoïques est fournie ci-dessus en prenant le site D-1 comme exemple.

Au Canada, la quantité de papier recyclé était de 4 170 000 tonnes ou représentait 69 % des déchets de papier générés en 2010, selon le Conseil des produits de pâtes et papiers (courriel de Marketing Strategy and Sustainability Consulting, Kitchener, Ontario, adressé à la Division des évaluations écologiques d'Environnement Canada en 2012, source non citée). Ces chiffres se sont traduits par 6 043 000 tonnes de déchets de papier générés en 2010 au Canada :

Quantité de déchets de papiers générée : = 4 170 000 tonnes / 69 % = 6 043 000 tonnes/an

La teneur moyenne des produits de papier imprimé en pigments monoazoïques peut donc être estimée en divisant la quantité totale de pigments monoazoïques utilisée par la quantité de déchets de papier générée. La quantité totale de pigments monoazoïques utilisée pour l'impression variait de 10 000 à 100 000 kg/an selon des enquêtes menées en vertu de la LCPE (1999) (Canada, 2006, 2007, 2008, 2011). La valeur de l'extrémité supérieure de cette plage a été utilisée pour calculer une teneur moyenne prudente en pigments monoazoïques dans les déchets de papier.

Teneur moyenne en pigments dans le papier : (100 000 kg/an) / 6 043 000 tonnes/an = 0,0165 kg/tonne

Cette teneur moyenne a été utilisée pour estimer la quantité de pigments pénétrant dans une installation de désencrage en fonction de sa capacité de désencrage. Par exemple, la capacité de désencrage de l'installation au site D-1 était de 71 375 tonnes/an (plateforme FisherSolveMC, 2013). L'apport annuel des pigments dans l'installation a ensuite été estimé :

Apport annuel de pigments : 0,0165 kg/tonne × 71 375 tonnes/an = 1 178 kg/an

L'installation au site D-1 fonctionne 350 jours/an sur une base continue (plateforme FisherSolveMC, 2013). L'apport annuel des pigments dans l'installation au site D-1 a ensuite été estimé :

Apport quotidien de pigments : (1 178 kg/an) / 350 jours/an = 3,37 kg/jour

Une recherche documentaire a été menée pour déterminer les facteurs d'émission dans les eaux usées découlant des opérations de désencrage. Peu de données ont été trouvées. On a ensuite communiqué avec une association industrielle qui a fourni une estimation de 20 % pour la proportion de pigments entrant dans les eaux usées par le désencrage (discussions téléphoniques entre un expert en pâtes et papiers d'une association industrielle et Environnement Canada en 2013, source non citée). Cette estimation a été utilisée dans des calculs ultérieurs.

Facteur d'émission dans les eaux usées : 20 %

La quantité quotidienne de pigments monoazoïques rejetée dans les eaux usées brutes à l'installation du site D-1 est estimée d'après le facteur d'émission dans les eaux usées de 20 % et l'apport quotidien de pigments monoazoïques dans l'installation :

Émissions quotidiennes de pigments dans les eaux usées brutes : 3,37 kg/jour × 20 % = 0,67 kg/jour

La concentration de pigments monoazoïques dans les eaux usées brutes a été estimée en divisant les émissions quotidiennes dans les eaux usées par le débit quotidien d'eaux usées généré. Pour le site D-1, le débit quotidien d'eaux usées généré était de 40 000 000 L/jour (plateforme FisherSolveMC, 2013). La concentration de pigments monoazoïques dans les eaux usées brutes a ensuite été calculée :

Concentration de pigments dans les eaux usées brutes = (0,67 kg/jour × 10⁹ µg/kg) / 40 000 000 L/jour = 16,8 μg/L

où 109 μg/kg est un facteur de conversion.

Les pigments affichant une hydrosolubilité inférieure à 1 mg/L devraient être éliminés à 90 % par l'intermédiaire de boues primaires (OCDE, 2009). Étant donné que tous les pigments monoazoïques ont une solubilité dans l'eau inférieure à 1 mg/L et que les eaux usées générées par des installations de désencrage au Canada font l'objet d'un traitement secondaire, la réduction de la concentration de pigments monoazoïques sera au moins supérieure à 90 % par le traitement des eaux usées.

Pour l'installation au site D-1, la concentration maximale de pigments monoazoïques dans les eaux usées traitées est estimée :

Concentration maximale de pigments dans les eaux usées traitées :

= 16,8 μg/L × (1 - 0,9) = 1,7 μg/L

Les eaux réceptrices pour l'installation du site D-1 est une rivière avec un débit au 10^e  percentile de 950 400 000 L/jour. La pleine capacité de dilution des eaux réceptrices a été estimée comme étant le rapport entre le débit au 10^e  percentile et le volume quotidien d'eaux usées, notamment :

Pleine capacité de dilution des eaux réceptrices = (950 400 000 L/jour) / 40 000 000 L/jour = 24

Dans l'estimation de la concentration d'un produit chimique dans les eaux réceptrices, un facteur de dilution approprié doit être utilisé afin de bien caractériser la concentration près du point de rejet. Aux fins de la présente évaluation des risques, une capacité de dilution de dix fois a été choisie pour tenir compte de la dilution limitée près du point de rejet lorsque la pleine capacité de dilution est supérieure à 10. Pour l'installation du site D-1, la concentration de pigments monoazoïques dans les eaux réceptrices près du point de rejet ou la CEE aquatique ont donc été estimées :

CEE aquatique = 1,7 µg/L / 10 = 0,17 μg/L

Les CEE aquatiques pour tous les sites de désencrage sont résumées au tableau 14.

A5.4 Calculs de l'exposition dans les sédiments

Une méthode du partage eau-sédiment à l'équilibre décrite par l'Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2010) a été utilisée pour estimer la concentration de pigments monoazoïques dans les sédiments. Cette approche présume que la concentration dans les sédiments benthiques est en équilibre avec la concentration dans l'eau sus-jacente. Lors du partage à l'équilibre, la CEE dans les sédiments benthiques peut être en corrélation, de façon linéaire, avec la concentration dans la phase aqueuse de l'eau sus-jacente, comme suit :

CEE dans les sédiments = K_seC_e

où :

K _se : 

coefficient de partage sédiments-eau (L/kg)

C _e : 

concentration du produit chimique en phase aqueuse (mg/L)

Le coefficient de partage sédiments-eau (K_se, L/kg) peut être estimé à partir de la fraction de carbone organique (CO) des sédiments (F_co, kg CO/kg), de la capacité de sorption du carbone organique dans les sédiments (A_co, L/kg CO) et du coefficient de partage octanol-eau (K_oe, sans dimension) (Gobas, 2010) :

K_se = F_coA_coK_oe

Une valeur de CEE dans les sédiments peut alors être estimée à partir de l'équation :

CEE dans les sédiments = F_coA_coK_oeCe

La concentration en phase aqueuse (C_e, mg/L) peut être estimée à partir de la CEE aquatique (mg/L). Il existe trois phases distinctes dans la colonne d'eau : aqueuse, sédiments sous forme de particules en suspension et sédiments dissolus en suspension (Gobas, 2007). Par conséquent, la concentration totale dans la colonne d'eau ou la CEE aquatique (mg/L) peut être exprimée sous forme de somme des concentrations dans la phase aqueuse (Ce, mg/L), dans les sédiments sous forme de particules en suspension (Cps, mg/L) et de sédiments dissolus en suspension (Csd, mg/L) :

CEE aquatique = Ce + Cps + Csd

Lorsque la phase de sorption d'une substance est une phase de carbone organique dans les sédiments sous forme de particules en suspension et de sédiments dissolus en suspension, l'équation ci-dessus peut être convertie de façon à exprimer le ratio de CEE aquatique (mg/L) afin d'obtenir la concentration en phase aqueuse (Ce, mg/L) (Gobas, 2007) :

CEE aquatique/Ce = 1 + (X_spF_pcoA_pco + X_sdF_dcoA_dco)K_oe

où :

A _pco : 

capacité de sorption de particules de CO par rapport à l'octanol (L/kg CO)

A _cod : 

capacité de sorption de CO dissolu par rapport à l'octanol (L/kg CO)

F _cop : 

fraction de CO dans les sédiments sous forme de particules en suspension (kg CO/kg)

F _cod : 

fraction de CO par rapport aux sédiments dissolus en suspension (kg CO/kg)

K _oe : 

coefficient de partage octanol-eau (sans dimension)

X _sp : 

contenu en sédiments sous forme de particules en suspension dans la colonne d'eau (kg/L)

X _sd : 

contenu de sédiments dissolus en suspension dans la colonne d'eau (kg/L)

Au Canada, le niveau moyen de matières particulaires en suspension dans la colonne d'eau (X_sp) est de 47 mg/L (Environnement Canada, 2013d). Cette valeur a été utilisée pour obtenir la CEE dans les sédiments aux sites évalués :

X_sp = 47 mg/L = 4,7 × 10⁻⁵ kg/L

Selon Gobas (2010), la fraction de CO dans les matières particulaires en suspension variait de 0,1 à 0,2 CO/kg de sédiments. Les valeurs inférieures de cette plage ont été utilisées pour calculer la CEE de façon prudente dans les sédiments.

F_cop = 0,1 kg CO/kg

Karickhoff (1981) a proposé une valeur de 0,41 L/kg CO pour la fraction de carbone organique des sédiments sur la base d'un ensemble de 17 échantillons de sédiments et de sol et de différents composés organiques non polaires et hydrophobes. Cette valeur a été utilisée comme capacité de sorption des particules de CO (A_cop).

A_cop = 0,41 L/kg CO

Au Canada, la teneur en CO dissous dans la colonne d'eau était en moyenne de 2,7 mg CO/L (Environnement Canada, 2013d). Cette valeur a été utilisée pour obtenir la CEE dans les sédiments aux sites évalués : Il est à noter que la teneur en CO équivaut au produit du contenu de sédiments dissous en suspension (X_sd, mg/L) et de sa fraction de CO (F_cod, kg CO/kg) :

X_sdF_cod = 2,7 mg CO/L = 2,7  × 10⁻⁶ kg CO/L

Gobas (2007) a fourni une estimation de 0,08 L/kg CO pour la capacité de sorption du CO dissous (A_cod) Cette estimation a été utilisée.

A_cod = 0,08 L/kg CO

Le coefficient de partage octanol-eau (K_oe) montre une influence importante sur la CEE dans les sédiments. Selon les deux équations suivantes (décrites précédemment) :

CEE dans les sédiments = F_coA_coK_oeCe

CEE aquatique/Ce = 1 + (XpsF_copA_cop + X_sdF_codA_cod)K_oe

la dépendance de la CEE dans les sédiments sur le K_oe est calculée comme suit :

CEE aquatique = CEE aquatique × F_coA_co/(1/K_oe + XpsF_copA_cop + XdsF_codA_cod)

Cette dépendance révèle que la CEE dans les sédiments est proche de 0 pour les substances hydrosolubles avec un faible K_oe, et d'une concentration constante maximale pour les substances hautement hydrophobes avec un K_oe élevé. Autrement dit, la CEE dans les sédiments augmente en fonction du K_oe. Les valeurs de log K_oe pour les pigments monoazoïques variaient de -0,75 à 4,62. La valeur de l'extrémité supérieure de cette plage a été utilisée pour calculer des CEE prudentes dans les sédiments.

log K_oe = 4,62 ou K_oe = 41 687

Le rapport de la CEE aquatique à la concentration en phase aqueuse (Ce) a été calculé :

CEE aquatique/Ce = 1 + (XpsF_copA_cop + X_sdF_codA_cod)K_oe

= 1 + (4,7 × 10⁻⁵ kg/L × 0,1 kg CO/kg × 0,41 L/kg CO + 2,7 × 10⁻⁶ kg CO/L × 0,08 L/kg CO) × 41 687

= 1 + 2,14 × 10⁻⁶  × 41 687

= 1 + 0,089 = 1,089

À titre d'exemple, la CEE aquatique au site C-2 pour la formulation de peintures et de revêtements a été estimée à 25,9 µg/L. La concentration en phase aqueuse (Ce) au site a ensuite été calculée à partir du rapport CEE aquatique-Ce :

Ce = CEE aquatique/1,089 = 25,9 µg/L/1,089 = 23,8 µg/L

Gobas (2010) a suggéré une valeur par défaut de 0,01 à 0,03 CO/kg pour la fraction de CO dans les sédiments benthiques de rivières. La valeur de l'extrémité supérieure de cette plage a été choisie comme norme pour les CEE calculées.

F_co = 0,03 kg CO/kg

Pour les matières particulaires en suspension et les sédiments, la capacité de sorption du CO des sédiments benthiques a été relevée à 0,41 L/kg CO, sur la base des travaux de Karickhoff (1981).

A_co = 0,41 L/kg CO

La CEE dans les sédiments au site C-2 a ensuite été estimée à partir des valeurs ci-dessus :

CEE dans les sédiments = F_coA_coK_oeCe

= 0,03 kg CO/kg × 0,41 L/kg CO × 41 687 × 23,8 µg/L

= 512,8 L/kg × 23,8 µg/L

= 12 205 µg/kg

= 12,2 mg/kg

Les CEE dans les sédiments pour tous les sites ont été estimées en suivant la méthode ci-dessus et sont résumées au tableau 14.

A5.5 Calculs de l'exposition dans le sol

Le secteur du désencrage a été sélectionné pour calculer une estimation prudente de la concentration des pigments monoazoïques dans le sol. Parmi les principaux secteurs de rejets (fabrication de pigments, formulation de peintures et de revêtements, et désencrage) pris en compte pour les calculs de l'exposition, le secteur du désencrage est la plus importante source de rejets dans les boues. Lorsque ces boues sont transformées en biosolides, puis épandues sur le sol, la quantité entière de pigments monoazoïques retirée du désencrage peut finir dans le sol, tandis que les deux autres secteurs n’émettent qu’un petit pourcentage de rejets dans le sol par l’intermédiaire des biosolides générés par des systèmes de traitement des eaux usées hors site. Le secteur du désencrage devrait donc émettre les plus fortes concentrations de pigments monoazoïques dans le sol.

La concentration de pigments monoazoïques dans le sol a été estimée dans le cadre d'un scénario prudent. Dans ce scénario, on a supposé que des biosolides contenant des pigments générés par le secteur du désencrage étaient épandus sur des terres agricoles au taux moyen de 28 tonnes humides/ha, tel qu'il a été déclaré à Québec (Hébert et Chaker, 2011), sur un nombre important d'années (10 ans). On a aussi présumé que les pigments s'étaient accumulés dans le sol et ne subissaient pas de dégradation, de volatilisation, de ruissellement du sol ou de pertes par lessivage. Les calculs détaillés sont présentés ci-après.

La quantité totale annuelle de pigments monoazoïques utilisée pour l'impression variait de 10 000 à 100 000 kg/an selon des enquêtes menées en vertu de la LCPE (1999) (Canada, 2006, 2007, 2008, 2011). La valeur de l'extrémité supérieure de cette plage a été utilisée pour établir une estimation prudente de l'exposition dans le sol.

Quantité totale annuelle de pigments monoazoïques : 100 000 kg/an

D'après le Conseil des produits de pâtes et papiers (courriel de Marketing Strategy and Sustainability Consulting, Kitchener, Ontario, adressé à la Division des évaluations écologiques d'Environnement Canada en 2012, source non citée), le taux de recyclage de papier était de 69 % au Canada en 2010. Sur la base de ce taux, la quantité de pigments monoazoïques dans le papier recyclé a été estimée :

Quantité de pigments dans du papier recyclé : 100 000 kg/an × 69 % = 69 000 kg/an

À titre d'estimation prudente, on a supposé que la quantité totale de pigments monoazoïques dans le papier recyclé finissait dans les boues d'usines de désencrage.

Quantité de pigments dans les boues : 69 000 kg/an

Des usines de papier journal menant des opérations de désencrage ont déclaré un taux moyen de production de boues de 835 tonnes anhydres/jour, selon une étude par contrat demandée par Environnement Canada (2009a). Ce taux quotidien se traduit par un taux annuel de 292 250 tonnes/an, en supposant que les usines de papier journal fonctionnent 350 jours/an.

Production annuelle de boues par les usines de désencrage = 292 250 tonnes/an

La concentration de pigments monoazoïques dans les boues issues d'usines de désencrage a été estimée en divisant la quantité de pigments dans les boues par la quantité de boues :

Concentration de pigments dans les boues = (69 000 kg/an) / 292 250 tonnes/an = 0,236 kg/tonne = 236 mg/kg

Le taux d'épandage de boues d'usines de pâtes et papiers au Québec a été utilisé. Le taux moyen déclaré était de 28 tonnes humides/ha (Hébert et Chaker, 2011). En supposant un taux moyen de biosolides de 40 % (Environnement Canada, 2009a), on obtient un taux moyen d'épandage sur le sol d'environ 11 tonnes anhydres/ha. Étant donné que 1 ha = 10 000 m², le taux annuel d'épandage sur le sol annuel serait :

Taux annuel d'épandage sur le sol = 11 tonnes/ha par an = 1,1 kg/m² par an

L'Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2010) a proposé d'utiliser une période de dix années consécutives comme durée d'accumulation dans l'évaluation de l'exposition dans le sol provenant de l'épandage de biosolides. La quantité de pigments monoazoïques reçue par mètre carré de sol modifié au cours de cette période de dix ans serait :

Quantité de pigments par mètre carré de sol

= Taux annuel d'épandage sur le sol × 10 ans × Concentration de pigments dans les boues

= 1,1 kg/m² par an × 10 ans × 236 mg/kg

= 2 596 mg/m²

L'Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2010) a également proposé d'utiliser 20 cm (c.-à-d., 0,2 m) comme profondeur de labourage pour déterminer une couche de mélange. À l'aide d'une densité du sol sec de 1 200 kg//m³ (Williams, 1999), la masse de la couche supérieure de 20 cm du sol par mètre carré a été estimée :

Masse de la couche de sol de labourage par mètre carré = 1 200 kg/m³  × 1 m² × 0,2 m = 240 kg/m²

La CEE dans le sol est calculée en divisant la quantité de pigments lors de l'épandage sur dix ans par la masse de la couche de sol de labourage par mètre carré :

CEE dans le sol = (2 596 mg/m²) / 240 kg/m² = 10,8 mg/kg

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Annexe F : Estimations de l’exposition liée à l’utilisation de cosmétiques

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Annexe G : Estimations de l’exposition liée à l’utilisation de pigments monoazoïques dans les peintures

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Annexe H : Estimation de l’exposition à court terme aux pigments monoazoïques dans l’encre de tatouage permanente (adulte)

Les facteurs d’exposition ont été calculés à partir d’une étude qui examinait la perte de pigment de tatouage monoazoïque de la peau de souris in vivo due à la diffusion biologique et à la décomposition photochimique (Engel et al., 2009). Tandis que cette étude portait spécifiquement sur le Pigment Red 22 (PR22), une approche générique a été adoptée comme approche prudente pour estimer l’exposition aux pigments azoïques dans l’encre de tatouage. Dans Engel et al. (2009), 19 souris femelles SKH-1 rasées, divisées en quatre groupes, ont été tatouées sur leur zone dorsale avec du PR22. L’exposition à une lumière ambiante normale pendant 32 jours après 10 jours de récupération suivant l’injection initiale (total de 42 jours) a entraîné une réduction de 32 % du PR22 dans la peau. Ce pourcentage de perte a été considéré comme étant principalement attribuable à la diffusion biologique du pigment de tatouage dans le système lymphatique. Un groupe séparé de souris exposé au rayonnement solaire simulé au lieu de la lumière ambiante normale a montré une réduction de 60 % dans la concentration initiale de pigment dans la peau. La fraction de Pigment Red 22 photodécomposée qui a entraîné la formation d’amines aromatiques est inconnue pour le rayonnement solaire simulé. Par conséquent, ce scénario d’exposition est axé sur les expositions systémiques du pigment intact seulement.

Scénario d’exposition (EPA du Danemark, 2012, sauf indication contraire)

Voie d’exposition : Injection dans le derme
Concentration moyenne dans la peau : 2,53 mg pigment/cm² dans de la peau humaine ou de cochon ex vivo (Engel et al., 2008)
Concentration dans la peau dans la pire éventualité : 9,42 mg pigment/cm²
Zone de peau couverte par le tatouage moyen : 430 cm²
Zone de peau couverte par le tatouage (tout le dos) : 1 090 cm²
Quantité de pigment azoïque dans le tatouage potentiellement disponible pour l’absorption :
MO (moyen) : 1,09 g
TD (tout le dos) : 10,3 g
P.C. (poids corporel d’un adulte): 70,9 kg p.c. (Santé Canada, 1998)
FP: Fraction de pigment dans le derme qui est mobilisée dans le système lymphatique :32 % sur 42 jours (Engel et al., 2009)

Exposition au pigment = [(MO – TD) × FP] ÷ (P.C. × Durée de l’étude)

= [(1,09 – 10,3 g) × 0,32] ÷ [70,9 kg p.c. × 42 jours]
= 0,12–1,1 mg/kg p.c. par jour

Par conséquent, l’exposition quotidienne systémique à court terme aux pigments monoazoïques chez les personnes tatouées est estimée à 0,12 mg/kg p.c. par jour en moyenne, et à 1,1 mg/kg p.c. par jour à titre d’estimation prudente.

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Annexe I : Calculs des doses repères pour le PR3, le PO5, le PR4 et le PR53:1

Abréviations :
CIA, critère d'information d'Akaike;
BMD₁₀, dose repère pour une incidence accrue de 10 % des tumeurs de la glande de Harder chez les souris mâles;
BMDL₁₀, limite inférieure de l'intervalle de confiance de la dose repère pour une incidence accrue de 10 % des tumeurs de la glande de Harder chez les souris mâles;
BMR, réaction de référence;
SRI, résidu d'intérêt proportionné

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Annexe J : Pigments monoazoïques avec effets préoccupants

Certains pigments monoazoïques figurant dans la présente évaluation préalable ont des effets préoccupants en raison du potentiel de cancérogénicité. Les détails à l’appui de la cancérogénicité potentielle de ces substances sont décrits à la section 7.2 « Évaluation des effets sur la santé » (voir les paragraphes pertinents), et sont généralement basés sur un ou plusieurs des éléments de preuve suivants :

• Classifications établies par des organismes nationaux ou internationaux quant à la cancérogénicité (il peut s’agir d’une classification de groupe).
• Preuve de cancérogénicité selon les études sur les animaux ou l’épidémiologie humaine pour une substance donnée.
• Potentiel de libération d’une ou plusieurs amines aromatiques EU22 par clivage de la liaison azoïque.
• Données déduites à partir d’analogues des substances connexes pour lesquelles un ou plusieurs des éléments de preuve ci-dessus s’appliquent.