Document sur l’approche scientifique: Classification du risque écologique des substances inorganiques

Environnement et Changement climatique Canada

mai 2018

Résumé

Dans le cadre de la troisième phase du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC), Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) a caractérisé le potentiel des substances inorganiques à causer des effets nocifs sur l’environnement. La Classification du risque écologique des substances inorganiques (CRE-I) a été appliquée à un vaste groupe de substances inorganiques. Ces substances satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE) ou ont été considérées comme prioritaires étant donné les autres préoccupations qu’elles soulèvent pour la santé humaine.

Le présent document d’évaluation scientifique porte sur l’approche de CRE-I et les résultats de son application uniquement pour les substances inorganiques qui soulèvent peu de préoccupations pour l’environnement. Les substances inorganiques qui ne sont pas classées parmi les peu préoccupantes pour l’environnement, d’après l’approche de CRE-I, feront l’objet d’une analyse plus poussée dans d’autres publications. Une période de consultation sur ce document d’évaluation scientifique est prévue avant l’utilisation de cette information dans les évaluations préalables pour permettre au public de commenter et de fournir des renseignements additionnels. La publication de l’approche de CRE-I et de ses résultats dans ce document d’évaluation scientifique aidera le gouvernement à gérer les substances de manière plus efficace.

La CRE-I fait appel à des données empiriques, issues de mesures et de modèles pour classer les substances inorganiques et déterminer quelles substances nécessitent une évaluation plus poussée de leur potentiel à causer des effets nocifs sur l’environnement ou à présenter une faible probabilité d’avoir de tels effets. On a déterminé les concentrations estimées sans effet (CESE) préliminaires ou les avons calculées pour caractériser le danger. On a utilisé des modèles de prédiction faisant appel aux commentaires de plusieurs sources ainsi que des données sur la surveillance de la qualité de l’eau des programmes fédéraux et provinciaux pour caractériser l’exposition et déterminer les concentrations estimées dans l’environnement (CEE). Les quotients de risque, qui comparent les CEE avec les CESE, ont été calculés et plusieurs calculs statistiques ont été appliqués pour établir la classification préliminaire en vue de la modélisation prédictive et de la surveillance de la qualité de l’eau. On a eu recours à une matrice de risque pour classer comme faible, modérée ou élevée la préoccupation potentielle pour l’environnement posée par chaque substance ou groupe de substances à partir des résultats de la modélisation et des profils de surveillance. Les substances inorganiques jugées très préoccupantes pour l’environnement étaient généralement celles dont les CEE étaient supérieures aux CESE et avaient plus fréquemment dépassé les CESE. Les substances qui sont jugées peu préoccupantes pour l’environnement seraient associées à une importance inférieure et à un caractère non fréquent, s’il y en a, les CEE dépassant les CESE dans les ensembles de données obtenues par modèles et mesures.

Compte tenu des propriétés dangereuses intrinsèques, les profils d’emploi actuels et les quantités dans le commerce, ainsi que les données de l’analyse de la surveillance de la qualité de l’eau, les 80 substances ont été classées parmi celles présentant des préoccupations faibles pour l’environnement. Ces substances qui ont été classées parmi celles qui sont peu préoccupantes pour l’environnement, principalement en raison des faibles niveaux d’exposition actuels, peuvent faire l’objet d’un suivi des données sur le profil d’emploi pour alimenter l’établissement futur des priorités.

1. Introduction

Après la catégorisation des substances figurant sur la Liste intérieure des substances (LIS), qui a été réalisée en 2006, environ 4 300 des 23 000 substances sur la LIS ont été retenues en vue d’être évaluées de nouveau. Ces substances ont satisfait aux critères de catégorisation pour la persistance ou la bioaccumulation et la toxicité intrinsèque pour les humains et les organismes non humains, ou pour le plus grand potentiel d’exposition pour les humains en vertu du paragraphe 73(1) de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE) (Canada, 1999), ou parce qu’elles présentent des effets préoccupants pour la santé d’après les classifications effectuées par d’autres organismes nationaux ou étrangers sur le plan de la cancérogénicité, de la génotoxicité et de la toxicité pour le développement et la reproduction. L’approche de la Classification du risque écologique des substances inorganiques (CRE-I), décrite dans le présent rapport, a été largement appliquée aux substances inorganiques considérées comme des priorités restantes pour la troisième phase du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC). Cependant, ce rapport présente les résultats détaillés des 80 substances jugées peu préoccupantes pour l’environnement par la CRE‑I (ci-après appelées « substances de la CRE-I »). Les substances classées par la CRE-I comme étant modérément ou très préoccupantes pour l’environnement subiront une autre évaluation sur le plan de l’environnement. Bien que la classification s’applique à chaque numéro de registre du Chemical Abstracts Service (nCASNote de bas de page 1 ), bon nombre des 80 substances dont il est question dans ce rapport ont été réunies en sous-groupes d’après leurs entitésNote de bas de page 2  inorganiques communes potentiellement préoccupantes.

Le présent document d’évaluation scientifique vise à donner aux parties concernées et au public l’occasion de prendre connaissance de l’approche de CRE‑I et des résultats de son application aux substances classées comme peu préoccupantes pour l’environnement et de les commenter avant l’utilisation de ces résultats — conjointement avec tout autre renseignement pertinent diffusé après la publication du document d’évaluation scientifique — comme fondement des conclusions proposées dans les évaluations préalables publiées en vertu de l’article 68 ou de l’article 74 de la LCPE. La publication de l’approche scientifique et des résultats dans le document d’évaluation scientifique aidera le gouvernement à gérer les substances qui peuvent être peu préoccupantes pour la santé humaine ou l’environnement de manière plus efficace et à déterminer les substances relativement plus préoccupantes qui demandent une évaluation plus poussée.

L’approche de CRE-I examine notamment les données sur les dangers pour l’environnement, les utilisations et l’exposition. Cette approche a été appliquée à l’aide des données recueillies à l’étape de la catégorisation des substances figurant sur la LIS au moyen des mises à jour de l’inventaire de la LIS et provenant des programmes fédéraux et provinciaux de surveillance de la qualité de l’eau, de l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) et d’autres sources. L’approche fait appel à des données empiriques, à des mesures et à des données modélisées permettant de déterminer la probabilité relative que les substances causent des effets nocifs pour l’environnement. Les CESE préliminaires ont été comparées aux CEE issues de la modélisation prédictive réalisée à l’aide de données provenant plusieurs sources et de données de programmes fédéraux et provinciaux de surveillance de la qualité de l’eau. On a calculé les quotients de risque et appliqué plusieurs calculs statistiques pour obtenir la classification préliminaire pour la modélisation prédictive et la surveillance de la qualité de l’eau. On a combiné ces classifications préliminaires pour obtenir la classification générale des risques pour l’environnement que présente chaque substance.

Les nanomatériaux d’ingénierie de ces substances n’ont pas été pris en compte explicitement dans les scénarios d’exposition de l’approche de CRE-I. Même si les concentrations mesurées dans l’environnement pouvaient comprendre celles des nanomatériaux d’ingénierie de ces substances, ces nanomatériaux d’ingénierie pourraient faire l’objet d’une évaluation distincte étant donné leurs propriétés uniques.

La présente approche est axée sur des données essentielles à la détermination de la probabilité d’une substance de causer ou non des effets nocifs pour l’environnement. Pour les 80 substances relevées par la CRE-I ou présentant une faible probabilité de causer de tels effets, ces résultats visent à former les fondements de la partie relative aux effets sur l’environnement des évaluations préalables qui seront publiées conjointement à l’évaluation des risques potentiels pour la santé humaine. La base de la classification concernant certaines substances de la CRE-I peut être ultérieurement mise à jour et les nouvelles données examinées dans le cadre de futures évaluations.

Le présent document a été préparé par le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE à Environnement et Changement climatique Canada et comprend des commentaires provenant du personnel d’autres programmes du ministère. Le document a fait l’objet d’un examen par des pairs et d’une consultation externes. Des commentaires sur les parties techniques du document ont été formulés par Peter Campbell (Institut national de la recherche scientifique, INRS), Geoff Granville (GCGranville Consulting Corp.), Carrie Rickwood (Ressources naturelles Canada) et Kevin Wilkinson (Université de Montréal). Même si des commentaires de l’externe ont été pris en compte, Environnement et Changement climatique Canada assume la responsabilité du contenu final et de la conclusion du présent rapport.

2. Fondement de l’approche de la Classification du risque écologique des substances inorganiques

La CRE-I est une approche fondée sur le risque qui tient compte de plusieurs paramètres liés au danger et à l’exposition et d’une pondération des multiples éléments de preuve. Une hypothèse simple pour la caractérisation du danger et de l’exposition d’après la CRE-I est d’examiner le milieu aquatique. La caractérisation du danger est fondée sur une étude sur les concentrations estimées sans effet (CESE) des évaluations nationales et étrangères antérieures et les recommandations pour la qualité de l’eau relatives aux entités inorganiques. Lorsqu’il n’existe aucune CESE ou recommandation pour la qualité de l’eau, des données sur le paramètre de danger sont recueillies et, selon les données obtenues, on applique une approche de distribution de la sensibilité des espèces (DSE) ou un facteur d’évaluation (FE) pour calculer la CESE préliminaire (section 4.1). Les CESE pour chaque substance prioritaire restante ont été fondées sur les CESE déterminées pour l’entité inorganique apparentée.

Le profil d’exposition tient compte de deux approches : la modélisation prédictive (sections 4.2.2 et 4.2.3) et les concentrations mesurées (section 4.2.4). Pour la modélisation prédictive, on a utilisé un modèle générique d’exposition dans le champ proche pour générer les concentrations estimées dans l’environnement (CEE) avec les données d’entrée provenant de l’INRP, les mises à jour de l’inventaire de la LIS, les données d’importation de l’Agence des services frontaliers du Canada (ASFC) et les rapports d’études de marché réalisées par des tiers. En ce qui concerne les concentrations mesurées, une analyse des concentrations des entités inorganiques mesurées dans l’environnement a été réalisée par le personnel des programmes fédéraux et provinciaux de surveillance de la qualité de l’eau et du programme de suivi des effets sur l’environnement. Les ensembles de données de surveillance pour les entités inorganiques ont été utilisés en tant qu’estimation prudente de l’exposition à chaque substance inorganique dans le milieu aquatique.

On a calculé les quotients de risque (QR) en comparant les CEE issues de la modélisation et des mesures avec les CESE déterminées lors de l’établissement du profil de danger. On a eu recours à de multiples calculs statistiques pour classifier le potentiel de risque pour l’environnement, en tenant compte de l’importance et de la fréquence des dépassements des CESE (c.-à-d., QR supérieur à 1) et de leurs distributions spatiales et temporelles. La fréquence de détection et les fourchettes de concentrations naturelles de fond (section 4.2.1) ont également été prises en compte dans l’analyse des données mesurées. On a ensuite comparé les divers éléments de preuve aux critères de décision afin de déterminer le risque relatif des substances pour l’environnement. Les résultats préliminaires pour les substances peu préoccupantes sont présentés à la section 5. Cette approche réduit l’incertitude globale quant à la classification du risque par rapport à une autre qui ne repose que sur un paramètre unique pour la classification.

Le modèle théorique de la CRE-I est illustré à la figure 2-1. Les classifications préliminaires pour la modélisation et la surveillance ont été examinées et ajustées selon certaines règles et en faisant preuve de jugement. Les résultats finaux de la CRE-I sont ensuite analysés (section 7) et présentés avec un résumé des incertitudes (section 8).

Les données et les considérations essentielles utilisées pour déterminer les profils et les classifications associées au danger, à l’exposition et au risque sont présentées dans le document d’ECCC (2018).

Figure 2‑1. Cadre pour la Classification du risque écologique des substances inorganiques (CRE-I)

La figure 2-1 présente le cadre pour la Classification du risque écologique des substances inorganiques décrit à la section 2, sous forme de diagramme. Le diagramme commence avec les substances inorganiques prioritaires d’après le PGPC qui restent et qui entrent à l’étape de la collecte de données. Ensuite, on établit simultanément leurs profils de danger et d’exposition, puis on calcule les quotients de risque (CEE/CSEP) à partir de cette information, ce qui mène aux classifications préliminaires pour les concentrations mesurées et les concentrations déterminées par modélisation fondées sur la fréquence et l’importance des dépassements de la CSEP. Finalement, on combine les classifications préliminaires pour obtenir la classification finale : substance peu préoccupante pour l’environnement (les résultats sont présentés dans ce document) ou substance davantage préoccupante pour l’environnement (évaluation plus poussée des facteurs environnementaux dans le cadre du PGPC).

3. Collecte et production de données

Les renseignements sur l’identité d’une substance provenant d’activités d’évaluation antérieures ont été mis à jour à l’aide de la littérature scientifique et de bases de données telles que les National Chemical Inventories (NCI, 2015) et SciFinder (2016). Pour les substances de composition inconnue ou variable, les produits de réaction complexes ou les matières biologiques (UVCB), on a choisi une structure chimique pour représenter la substance. On a sélectionné des structures chimiques représentatives pour représenter une substance UVCB complète (p. ex., lorsqu’une variation des composants de la substance UVCB était prévisible) de manière prudente en surestimant potentiellement le poids (en pourcentage) de l’entité inorganique dans la substance UVCB. Ces poids en pourcentage ont ensuite servi aux calculs de la modélisation prédictive.

Les renseignements sur le danger pour l’environnement ont d’abord été recueillis au moyen d’un examen des récentes évaluations nationales et étrangères du risque. Les recommandations, normes et critères pour la qualité de l’eau des administrations canadiennes fédérales et provinciales et d’autres administrations ont également été pris en compte en tant que sources de données sur le danger pour l’environnement lorsque disponibles pour les substances ou groupes de substances. Une recherche exhaustive de la littérature a été réalisée pour certains groupes de substances (Ba, Li, Te, Ti, Tl) (Nautilus Environmental, 2016) et des recherches ciblées dans la base de données ECOTOX (2016) et les dossiers d’homologation de l’European Chemicals Agency (ECHA, 2016) ont été menées pour les substances de l’approche de CRE-I. Faute de renseignements plus récents, les hypothèses utilisées lors de la catégorisation 2006 de la LIS ont également été prises en compte (Canada, 2007).

Les données sur les volumes des substances chimiques importées ou fabriquées au Canada et les données connexes sur leur utilisation ont été recueillies à partir des enquêtes menées dans le cadre de la mise à jour de l’inventaire de la LIS (phases 1 et 2) en vertu de l’article 71 pour les années de déclaration 2008 et 2011, respectivement (Canada, 2009; Canada, 2012). Pour les substances dont l’information ci-dessus n’était pas disponible, les données sur le commerce de marchandises ont été obtenues sous forme de quantités d’importation directes ou de substitution au Canada. Des données confidentielles du code à 10 chiffres du Système harmonisé (SH) ont été obtenues pour les années 2010 à 2013 (ASFC, 2016). On a évalué les descriptions du code du SH à dix chiffres pour établir leur relation avec les substances de la CRE-I. Par exemple, il existe une forte corrélation entre le code du SH 2849.20.000, « carbure de silicium », et le carbure de silicium (no CAS 409-21-2) prioritaire restant, et les données commerciales ont été utilisées en tant que quantité d’importation directe de cette substance. Dans un autre exemple, les données pour le code du SH 2827.60.1000, « iodure de manganèse, iodure de potassium, iodure de sodium », ont été utilisées en tant que quantité d’importation prudente de substitution, car seuls l’iodure de potassium (no CAS 7681‑11‑0) et l’iodure de sodium (no CAS 7681-82-5) sont des substances prioritaires restantes. On a consulté la base de données en ligne sur le commerce international de marchandises du Canada (CIMC), qui fournit des données sommaires sur les codes à 6 chiffres du SH, pour déterminer s’il y a eu des variations importantes des quantités importées ces dernières années (CIMC, 2016). Lorsqu’une substance n’a pas fait l’objet d’une enquête dans une mise à jour de l’inventaire de la LIS, on a recours à des rapports d’études de marché d’une tierce partie comme sources de données sur l’importation, la production et l’utilisation de la substance au Canada (CEH, 2014a; CEH, 2014b; CEH, 2016; MRC, 2016).

Même si les renseignements sur l’importation, la production et l’utilisation des substances ont été recueillis aux fins de la modélisation des rejets dans le milieu aquatique, les données déclarées sur les rejets étaient également accessibles par l’INRP pour certaines substances ou certains groupes de substances (p. ex., le carbonate de lithium et l’antimoine et ses composés) (INRP, 2016). Les données de l’INRP pour les groupes de substances (p. ex., l’antimoine et ses composés) ont été prudemment jugées applicables à des sous-ensembles qui sont des priorités restantes (p. ex., 11 substances qui contiennent de l’antimoine).

Des données sur la surveillance de la qualité de l’eau produites par les programmes fédéraux et provinciaux, englobant plusieurs écorégions au Canada, ont été recueillies (tableau 3‑1). Veuillez noter que les ensembles de données du programme national de surveillance à long terme de la qualité de l’eau (PNSLTQE) englobent les régions du Pacifique, les Territoires du Nord-Ouest, les Prairies et les régions de l’Atlantique. Ainsi, les données provenant des postes de surveillance partagés peuvent être dédoublées en raison d’accords de surveillance fédéraux-provinciaux (p. ex., Environmental Monitoring System, en Colombie‑Britannique, et les données du PNSLTQE de la région du Pacifique). Les concentrations mesurées ont été obtenues pour la période de 2005 à 2015, lorsque disponibles. Pour certains groupes de substances, les concentrations mesurées dans les plans d’eau exposés à l’exploitation des mines de métaux et les plans d’eau correspondants de référence provenaient des études de suivi des effets sur l’environnement (SEE) menées en vertu du Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM).

Tableau 3-1. Résumé des programmes fédéraux et provinciaux de surveillance de la qualité de l’eau et des dépôts éclairant l’approche de CRE-I

Titre

Abréviation

Référence

Environmental Monitoring System, British Columbia Ministry of the Environment and Climate Change Strategy

EMS

EMSWR, 2016

Surface Water Quality Program, ministère de l’Environnement et des Parcs de l’Alberta

SWQP

a

Programme conjoint Canada-Alberta pour la surveillance des sables bitumineux

PCSSB

JOSM, 2016, JOSM, 2017

Programme de surveillance aquatique régional (Regional Aquatics Monitoring Program)

RAMP

RAMP, 2016

Baseline Monitoring of Lower Order Streams in Saskatchewan (BEMLOSS), ministère de l’Agriculture de la Saskatchewan

BEMLOSS

b

Long Term Water Quality Monitoring Network, Government of Manitoba

LTWQMN

c

Réseau provincial de contrôle de la qualité de l’eau, ministère de l’Environnement et de l’Action en matière de changement climatique de l’Ontario

RPCQE

RPCQE, 2015

Banque de données sur la qualité du milieu aquatique, gouvernement du Québec

BQMA

BQMA, 2015

Surface Water Quality Monitoring, Government of Prince Edward Island

SWQM

d

Données nationales de monitoring de la qualité de l’eau douce à long terme, Environnement et Changement climatique Canada

PNSLTQE

e,f

Programme de suivi et de surveillance de l’environnement, Plan de gestion des produits chimiques

PSSE-PGPC

EC, 2009-2012

a Communication personnelle, données préparées par la Water Policy Branch, du ministère de l’Environnement et des Parcs de l’Alberta, pour la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, datée du 2 octobre 2015; sans référence.

b Communication personnelle, données préparées par les Environmental and Municipal Management Services, de la Saskatchewan Water Security Agency, pour la Division de l’évaluation écologique.

c Communication personnelle, données préparées par la Water Stewardship Division, du Manitoba, pour la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, datée du 24 février 2016; sans référence.

d Communication personnelle, données préparées par la Division du suivi et de la surveillance de la qualité de l’eau douce, Environnement et Changement climatique Canada (ECCC), pour la Division de l’évaluation écologique, ECCC, datée du 12 septembre 2016; sans référence.

e Communication personnelle, données préparées par la Division du suivi et de la surveillance de la qualité de l’eau douce, Environnement et Changement climatique Canada (ECCC), pour la Division de l’évaluation écologique, ECCC, datée du 13 septembre 2016; sans référence.

f Communication personnelle, données préparées par la Division du suivi et de la surveillance de la qualité de l’eau douce, Environnement et Changement climatique Canada (ECCC), pour la Division de l’évaluation écologique, ECCC, datée du 19 février 2016; sans référence.

4. Établissement des profils

4.1 Profil de danger

Le profil de danger pour l’environnement a été établi par palier pour chaque substance ou groupe de substances. Les sections suivantes présentent les étapes suivies pour établir le profil de danger pour l’environnement. Les CESE pour les entités inorganiques ont été extrapolées à chaque substance prioritaire restante. Dans le présent document d’évaluation scientifique, il ne sera pas question des CESE prioritaires pour les substances inorganiques prioritaires restantes qui n’ont pas satisfait les critères de la CRE-I pour les substances peu préoccupantes pour l’environnement.

4.1.1 Évaluations des risques antérieurs

Pour chaque substance ou groupe de substances, on a examiné la caractérisation du danger dans les rapports d’évaluation préalable publiés antérieurement dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques pour déterminer si les CESE étaient fournies et pouvaient être appliquées à la classification du risque écologique des substances inorganiques. Le tableau 4‑1 résume les caractérisations du danger antérieures et jugées applicables à la CRE-I pour une substance ou un groupe de substances.

Pour les substances contenant de l’antimoine, l’évaluation du trioxyde de diantimoine par le PGPC a été examinée pour déterminer une concordance potentielle du danger (Canada, 2010a; EU RAR, 2008). Les valeurs critiques de toxicité (VCT), en milieu aquatique, de l’évaluation du trioxyde de diantimoine sont fondées sur l’exposition au trichlorure d’antimoine (SbCl3). L’exposition à l’antimoine trivalent soluble (tels que le SbCl3) est utile pour les substances trivalentes et pentavalentes restantes contenant de l’antimoine. L’antimoine trivalent s’oxyde en grande partie en antimoine pentavalent dans les milieux oxydants, et il n’existe que quelques données probantes d’une différence importante en matière de danger toxicologique pour l’environnement entre les deux états d’oxydation (EU RAR, 2008, Filella et al., 2009). La CESE en milieu aquatique dans l’évaluation du trioxyde de diantimoine par le PGPC a donc été considérée comme appropriée pour la classification du risque écologique des 11 substances contenant de l’antimoine (Canada, 2010a, EU RAR, 2008).

Pour le bromate de sodium, l’évaluation du bromate de potassium par le PGPC a été retenue pour déterminer la concordance du danger (Canada, 2010b). La CESE en milieu aquatique dans l’évaluation du bromate de potassium provenait d’études menées presque exclusivement sur le bromate de sodium. Les deux substances se dissocient rapidement en leurs ions dans l’eau. Par conséquent, la caractérisation antérieure du danger a été considérée comme appropriée pour être appliquée directement dans la classification du risque pour l’environnement relativement au bromate de sodium.

L’évaluation du pentoxyde de vanadium par le PGPC a également été examinée pour la détermination de la concordance du danger (Canada, 2010c). La distribution de la sensibilité des espèces établie dans l’évaluation du pentoxyde de vanadium a pris en compte les données sur plusieurs espèces de vanadium soluble : vanadates de sodium, pentoxyde de vanadium et trioxovanadate(1-) d’ammonium. Par conséquent, la CESE a été jugée appropriée pour la caractérisation du danger de deux substances contenant du vanadium (Canada, 2010c).

Tableau 4-1. Concordance avec les évaluations du danger antérieures

Substance ou groupe de substances de la CRE‑I

Évaluation antérieure du risque

CESE antérieure en milieu aquatique

Incertitude dans l’application à une substance ou à un groupe de substances de la CRE-I

Référence

Antimoine

(11 substances)

Trioxyde d’antimoine

113 µg Sb/L

Faible. CESE antérieure applicable à Sb trivalent et pentavalent

Canada, 2010a; EU RAR, 2008

Bromate de sodium

(1 substance)

Bromate de sodium

11 µg BrO3-/L

Faible. Le bromate de sodium était la substance à l’essai pour l’établissement de la valeur critique de toxicité du bromate de potassium.

Canada, 2010b; Borgmann et al., 2005

Vanadium

(2 substances)

Pentoxyde de vanadium

120 µg V/L

Faible. Distribution de la sensibilité des espèces établie d’après les multiples espèces de vanadium pentavalent

Canada, 2010c

4.1.2 Recommandations établies pour la qualité de l’eau

On a effectué des recherches pour trouver des recommandations établies pour la qualité de l’eau pour obtenir les données des substances qui pourraient être extrapolées pour la caractérisation du danger des substances de la CRE-I. Le tableau 4‑2 résume les recommandations établies pour la qualité de l’eau pertinentes aux substances de la CRE-I jugées peu préoccupantes pour l’environnement.

Tableau 4-2. Concordance avec les recommandations établies pour la qualité de l’eau

Substance ou groupe de substances de la CRE-I

Recommandation établie pour la qualité de l’eau

Valeur de la recommandation

Incertitude dans l’application à une substance ou à un groupe de substances de la CRE-I

Référence

Fer (2 substances)

Fer

300 µg Fe/L

Modérée. Valeur de la recommandation pour le métal total dans un échantillon non filtré, appliquée à des pigments peu solubles.

CCMRE, 1987

4.1.3 Établissement des nouvelles concentrations estimeés sans effet

Lorsqu’aucune évaluation du risque ou recommandation établie pour la qualité de l’eau n’était trouvée pour la détermination de la concordance du danger, on établissait de nouvelles CESE en milieu aquatique. Lorsqu’il y avait suffisamment de données, l’approche de distribution de la sensibilité des espèces (DSE) était privilégiée, suivant (dans la mesure du possible) la sélection du paramètre et les principales exigences en matière de données du Protocole d’élaboration des recommandations pour la qualité des eaux en vue de protéger la vie aquatique du CCME (CCME, 2007). Lorsque les données étaient insuffisantes pour appliquer l’approche de DSE, on extrapolait les CESE à partir du paramètre de toxicité acceptable le plus faible (ci-après appelé valeur critique de toxicité ou VCT) à l’aide d’un facteur d’évaluation (FE). Les facteurs d’évaluation ont été déterminés par la variabilité interspécifique, et les normalisations pour les effets aigus à chroniques, létaux à sublétaux et modérés à faibles, s’il y a lieu. Pour un résumé des détails sur l’établissement, notamment sur les études trouvées dans la revue de littérature, veuillez consulter le document d’appoint de la CRE-I (ECCC, 2018).

Tableau 4-3. Établissement des CESE en milieu aquatique

Substance ou groupe de substances (nombre de substances) de la CRE‑I

Approche

Facteur d’évaluation

CESEaq (µg/L) établie

Baryum (4)

VCT/FE

5

1 780

Béryllium (1)

VCT/FE

10

6,7

Bismuth (7)

VCT/FE

50

0,5

Cérium (1)

VCT/FE

10

3,2

Oxyde de deutérium (1)

Catégorisation

1

1 000

Germanium (1)

VCT/FE

20

10,5

Peroxyde d’hydrogène (1)

VCT/FE

10

230

Iode (5)

VCT/FE

100

16,7

Lanthane (3)

VCT/FE

10

1,8

Lithium (16)

DES aiguë/FE

10

121,6

Molybdène (2)

DES chronique

s.o.

26 340

Néodyme (1)

VCT/FE

50

1,1

Praséodyme (1)

VCT/FE

50

0,7

Carbure de silicium (1)

VCT/FE

100

40 000

Talc (1)

VCT/FE

100

40 000

Tellure (2)

VCT/FE

10

25

Étain (2)

VCT/FE

5

300

Titane (13)

VCT/FE

10

850

Yttrium (1)

VCT/FE

5

3,3

s.o., sans objet; VCT, valeur critique de toxicité; FE, facteur d’évaluation; DSE, distribution de la sensibilité des espèces.

4.2 Profil d’exposition

Comme illustré à la figure 2-1, deux approches ont été utilisées pour établir le profil d’exposition dans le milieu aquatique : 1) la modélisation prédictive faisant appel à un modèle générique d’exposition dans le champ proche; 2) l’analyse des concentrations mesurées recueillies dans le cadre des programmes fédéraux et provinciaux de surveillance de la qualité de l’eau. On a utilisé une approche pondérée pour établir le profil d’exposition afin de réduire l’incertitude associée à la dépendance à une seule estimation quantitative du rejet de produits chimiques permettant de définir l’exposition des organismes. Cette approche permet de réduire les possibilités de surestimation et de sous-estimation de la classification du risque sans compter sur un paramètre unique (Cimorelli et Stahl, 2013). Pour contribuer à cette approche pondérée, les données sur l’exposition ont été recueillies dans de multiples sources, décrites dans la section 3. Les données sur l’exposition pour les 80 substances de la CRE-I sont résumées à l’annexe A. Les concentrations estimées dans l’environnement ont été déterminées à partir de chaque source de données sur l’exposition, comme décrites dans les sections suivantes.

4.2.1 Fourchettes de concentrations de fond

On a utilisé des fourchettes de concentrations de fond pour établir le contexte environnemental et la pertinence des CESE choisies. Les fourchettes de concentrations de fond ou les fourchettes normales de variation ont été estimées pour les entités inorganiques à l’aide des échantillons prélevés dans le cadre de la surveillance de la qualité de l’eau, les échantillons de référence, selon une méthode d’analyse chimique de l’eau fondée sur la relation naturelle entre la conductivité spécifique et l’alcalinité (Kilgour & Associates Ltd., 2016). La relation a été présentée sous forme de régression linéaire à l’échelle de l’écozone canadienne et à l’échelle nationale, simultanément, pour classer les échantillons de la surveillance de la qualité de l’eau en tant que référence ou non. Les fourchettes normales ont été établies à l’aide des échantillons de référence des postes où ils ont toujours été dans des conditions de référence (c.-à-d. qui ne contiennent que des échantillons de référence) et des échantillons de référence d’une écozone. On a obtenu quatre types de fourchettes de concentrations de référence pour les écozones : les types déterminés à l’aide 1) d’échantillons provenant de postes où ils ont toujours été dans des conditions de référence, comme l’indique la régression conductivité-alcalinité propre à l’écozone; 2) de tous les échantillons de référence identifiés par la régression conductivité-alcalinité propre à l’écozone; 3) des échantillons provenant de postes qui ont toujours été dans des conditions de référence, comme l’indique la régression conductivité-alcalinité nationale; 4) de tous les échantillons de référence, comme l’indique la régression conductivité-alcalinité nationale. Les fourchettes de concentrations de référence de type 1 ont été les fourchettes privilégiées. Faute de données pour calculer les fourchettes de concentrations de référence de type 1, les fourchettes de type 2, puis du type 3 et finalement du type 4 ont été utilisées en remplacement. En outre, les fourchettes de concentrations de référence ont été établies séparément pour chaque type de mesure disponible (substance dissoute, extractible et totale).

Les entités inorganiques pour lesquelles les fourchettes de concentrations de référence ont été établies sont, notamment, l’aluminium, le baryum, le béryllium, le bismuth, le cuivre, le lithium, le manganèse, le molybdène, l’argent, le tellure, le thallium, le titane, le vanadium et le zinc. Les CESE correspondantes choisies pour la CRE-I ont été comparées aux fourchettes de concentrations de référence pour chaque type de mesure (substance dissoute, extractible et totale), lorsque disponibles. Les CESE préliminaires établies pour ces entités étaient supérieures aux limites supérieures de tolérance des fourchettes de concentrations de référence modélisées dans la plupart des écozones (c.-à-d. concentrations supérieures aux concentrations de référence).

4.2.2 Modélisation prédictive : quantités dans le commerce

Les données sur les quantités commercialisées de chaque substance (en kg/année) ont été recueillies pour l’ensemble des substances auxquelles l’approche de CRE‑I a été appliquée. Ces données sur les quantités comprennent les volumes de substances chimiques importées et produites au Canada, indiqués dans les récentes enquêtes effectuées aux termes de l’article 71 (Canada, 2009; Canada, 2012). Pour la plupart des substances de la CRE‑I, les données sur les quantités proviennent des résultats de la phase 2 de la mise à jour de l’inventaire de la LIS (Environnement Canada, 2013). De façon générale, des quantités supérieures de produits chimiques dans le commerce peuvent être liées à une probabilité plus élevée d’exposition généralisée dans l’éventualité d’un rejet dans l’environnement.

Certaines substances non visées par l’enquête liée à la mise à jour de l’inventaire de la LIS ont des codes du SH décrivant les substances comme des marchandises, permettant de recueillir des données pour estimer les quantités dans le commerce (ASFC, 2016). De plus, on a utilisé des rapports d’études de marché réalisées par des tiers pour compléter les données provenant d’autres sources et combler les lacunes pour les substances non visées par les enquêtes liées à la mise à jour de l’inventaire de la LIS. Plus précisément, on a obtenu des rapports sur des études de marché pour le peroxyde d’hydrogène, le lithium et les éléments des terres rares (CEH, 2014a; CEH, 2014b; CEH, 2016; MRC, 2016).

Une évaluation fondée sur le risque dans le champ proche a été réalisée pour tenir compte des concentrations supérieures qui peuvent être observées à proximité du point de rejet d’une substance dans le milieu aquatique. En général, un scénario prudent dans le champ proche semblable à celui qui est utilisé aux fins des évaluations préalables rapides (EC, SC, 2013; SC, 2014; ECCC, SC, 2016) a été employé pour calculer les CEE comme suit.

En ce qui concerne l’exposition dans le champ proche, le scénario de rejet dans le milieu aquatique prévoyait l’application d’un scénario générique en vue d’estimer l’exposition dans le milieu aquatique local. L’équation et les paramètres utilisés dans ce scénario sont présentés à l’annexe B. Même si le scénario générique d’exposition du milieu aquatique a été conçu pour être prudent dans l’ensemble, le degré de prudence appliqué à chaque paramètre est modéré, par choix, puisqu’il est admis que :

  • l’application d’un niveau élevé de prudence à chaque paramètre peut facilement conduire à un scénario global d’exposition excessivement prudent;
  • il est très peu probable que chaque paramètre puisse être simultanément un pire cas;
  • certains paramètres sont interdépendants.

En somme, ce scénario estime le niveau d’exposition (CEE) en milieu aquatique en utilisant les rejets d’une installation industrielle hypothétique représentative qui produit ou utilise la substance. À la lumière des codes d’utilisation et des codes du Système de classification des industries de l’Amérique du Nord (SCIAN) fournis dans les rapports relatifs à la mise à jour de l’inventaire de la LIS, un facteur d’émission générique de 2 % (faible), de 25 % (modéré) ou de 100 % (élevé) a été attribué à une activité industrielle. Pour ce faire, on a coté le potentiel de rejet dans l’eau de tous les codes d’utilisation et codes du SCIAN en exerçant un jugement professionnel. Tous les codes indéfinis (U999) ont été cotés de façon manuelle au terme d’un examen de la description fournie par le déclarant. Les facteurs d’émission attribués à chaque code du SCIAN et code d’utilisation sont indépendants de l’identité de la substance et sont les mêmes que ceux utilisés pour la Classification du risque écologique des substances organiques (ECCC, 2016a). Les taux d’élimination dans les eaux usées avaient, par défaut, la même valeur utilisée dans l’évaluation préalable rapide (EC, SC, 2013; EC, SC, 2014; ECCC, SC, 2016) ou étaient remplacés par des taux d’élimination estimés à partir des données sur les influents et les effluents d’eaux usées du Fonds de suivi et de surveillance du PGPC (ECCC, 2016b), lorsque disponibles, ou des données d’extrapolation provenant d’autres évaluations. Les taux d’élimination pour les entités inorganiques Bi, Ge, Mo, Sb et V étaient disponibles.

4.2.3 Modélisation prédictive : Inventaire national des rejets de polluants

Les rejets sont à déclaration obligatoire à l’INRP pour un certain nombre de substances et de groupes de substances de la CRE‑I, comme résumé dans le tableau 4-4.

Tableau 4-4. Substances et groupes de substances de la CRE I à déclarer à l’INRP

Substance ou groupe de substances de la CRE‑I

Nom dans la Liste des substances de l’INRP

No CAS dans l’INRP ou autre identifiant de la substance

Catégorie de seuil de l’INRPa

Applicabilité de la CRE-I

Antimoine

Antimoine (et ses composés)

NA - 01

Partie 1A, 10 tonnes FTU

Prudente pour 11 des substances prioritaires restantes

Lithium

Carbonate de lithium

554-13-2

Partie 1A, 10 tonnes FTU

La substance est une priorité restante

Molybdène

Trioxyde de molybdène

1313-27-5

Partie 1A, 10 tonnes FTU

La substance est une priorité restante

Titane

Tétrachlorure de titane

7550-45-0

Partie 1A, 10 tonnes FTU

La substance est une priorité restante

Vanadium

Vanadium (et ses composés)

7440-62-2

Partie 1A, 10 tonnes FTU

Prudente pour 2 des substances prioritaires restantes

a Descriptions des catégories de seuil de l’INRP : Partie 1A : il faut une déclaration pour une ou plusieurs substances si celles-ci sont fabriquées, transformées ou utilisées autrement (FTU), dans une installation, à une concentration supérieure ou égale à 1 % en poids (sauf pour les sous-produits et les stériles) et dans une quantité d’au moins 10 tonnes, et les employés doivent avoir travaillé 20 000 heures ou plus à une installation.

Une évaluation fondée sur le risque dans le champ proche a été réalisée à l’aide de données de l’INRP pour les rejets dans l’eau déclarés au cours des cinq dernières années et figurant dans l’ensemble de données téléchargeable, au moment de la préparation (2011 à 2015). Les calculs étaient semblables à ceux appliqués sur les données sur les quantités dans le commerce. Cependant, au lieu de traduire les quantités dans le commerce en rejets à l’aide de coefficients d’émission estimatifs, on a utilisé directement les rejets déclarés. L’estimation des CEE à partir des données de l’INRP est décrite plus en détail à l’annexe B. L’exposition aiguë élevée dans des situations exceptionnelles, comme les grands déversements déclarés à l’INRP (p. ex., ruptures de barrage à stériles à la mine Mount Polley en 2014 et à la mine de charbon Obed Mountain en 2013) a été exclue de l’établissement de la CEE aux fins de la détermination de la classification du risque écologique pour les substances inorganiques dans les conditions normales.

4.2.4 Surveillance de la qualité de l’eau

Des données sur la surveillance de la qualité de l’eau pour l’eau douce de surface ont été fournies pour chaque substance, lorsque disponibles, par le personnel des programmes et dépôts fédéraux et provinciaux présentés dans le tableau 3‑1 pour la période de 2005 à 2015. Des ensembles de données provenant de certains programmes de surveillance et dépôts qui étaient accessibles en ligne ont été demandés et les données ont été téléchargées directement (EMS, PCSSB, RAMP, RPCQE et BQMA). Les ensembles de données provenant d’autres sources ont été fournis par demandes directes des responsables des programmes (SWQP, BEMLOSS, LTWQMN, SWQM, PNSLTQE et PSSE-PGPC).

On a choisi les programmes et dépôts fédéraux et provinciaux inclus dans l’approche de CRE-I afin de maximiser la couverture du milieu aquatique canadien. Ces programmes de surveillance, notamment ceux visés par les dépôts de données (p. ex., EMS), peuvent ne pas avoir de mandat commun (p. ex., pour surveiller les plans d’eau chevauchant des limites territoriales ou surveiller les plans d’eau en vue d’évaluer la santé du bassin hydrographique). Même si les programmes de surveillance peuvent avoir différentes fonctions, il semble que la plupart des sites d’échantillonnage ont été sélectionnés pour la surveillance de la qualité de l’eau dans des situations normales (c.‑à‑d. pas de surveillance en cas de contamination découlant d’un déversement). Lorsque disponibles, les données des programmes de surveillance des secteurs (p. ex., le suivi des effets sur l’environnement par le REMM et des effluents des eaux usées par le PSSE-PGPC) sont également incluses.

Tous les ensembles de données ont été traités séparément de la manière suivante : les témoins de terrain, les témoins de laboratoire et les mesures de traitement des cas suspects (p. ex., mesures des effluents) ont été éliminés et toutes les unités ont été transformées en µg/L. Les valeurs non détectées ont été remplacées par la moitié de la valeur du seuil de détection de la méthode correspondante (½ SDM). Il s’agit d’une approche normale, mais qui peut être trop prudente pour traiter les cas de non‑détection dans les données de surveillance et laisse quand même des incertitudes dans l’interprétation des données de cas de non-détection. Cela a été pris en compte dans l’élaboration des paramètres d’établissement du profil et il en sera question dans la section sur les incertitudes.

5. Classification préliminaire

Les quotients de risque provenant de la modélisation prédictive ont été calculés pour chaque installation hypothétique à partir des données de quantités commerciales (section 4.2.2) et pour chaque installation déclarant ses rejets à l’INRP (section 4.2.3) en comparant les CEE calculées avec les CESE établies dans la section 4.1.

Les quotients de risque établis avec les concentrations mesurées (section 4.2.4) ont été calculés de manière similaire à l’aide des CESE décrites dans la section 4.1. Pour les CESE qui varient en fonction des paramètres de la qualité de l’eau, on a utilisé des mesures appariées de la qualité de l’eau, lorsque disponibles, puis les tendances centrales par poste (moyenne géométrique pour [H+], dureté et carbone organique dissous) et finalement les tendances centrales par province. Toutes les données associées aux mesures des quantités de substance dissoute et extractible et les quantités totales de substance ont été incluses dans l’analyse.

Au moyen des quotients de risque calculés, les profils de danger et d’exposition de chaque substance inorganique ont été comparés aux critères de décision afin de déterminer la classification du risque écologique. Une note qualitative faible (F), modérée (M) ou élevée (E) a été accordée à chaque substance pour représenter les degrés faibles, modérés et élevés du potentiel de risque pour l’environnement déterminés à l’aide des concentrations issues de la modélisation prédictive ainsi que des concentrations mesurées. Ces notes ont ensuite été combinées pour une classification finale. Comme on l’a indiqué précédemment, le Document d’évaluation scientifique selon la CRE-I ne présente que les résultats présentant une classification du risque écologique finale « faible ». Les risques pour l’environnement associés aux substances prioritaires restantes « non faibles » font l’objet d’une évaluation plus poussée des facteurs environnementaux dans le cadre de la troisième phase du PGPC.

5.1 Critères de classification du risque

On a classé le risque écologique en tenant compte des résultats de la modélisation prédictive issus de chaque source de données et des concentrations mesurées de chaque ensemble de données sur la surveillance de la qualité de l’eau. La modélisation prédictive et les concentrations mesurées ont été traitées comme deux éléments de preuve et ont été combinées pour l’établissement d’un rang global dans la classification du risque pour chaque substance ou groupe de substances. La solidité de chaque élément de preuve a varié pour une substance ou un groupe de substances donné selon la disponibilité des données. Les notes pondérées sur le plan de la qualité, relatives aux concentrations mesurées, étaient en général plus élevées que celles relatives à la modélisation prédictive. Les paramètres particuliers sont traités ci‑dessous.

5.1.1 Classification selon la modélisation prédictive

On a établi la classification du risque écologique selon les résultats de la modélisation prédictive des substances et groupes de substances en tenant compte de la fréquence et de l’importance des dépassements de la CESE (c.-à-d., les QR supérieurs à 1), pour chaque source de données (c.‑à‑d., MJI-LIS, INRP, ASFC et rapports d’études de marché) en fonction des critères suivants :

  • élevé (E) : plus d’un quotient de risque (c.-à-d. installation hypothétique ou réelle) > 10;
  • Modéré (M) : un quotient de risque > 10 ou plus d’un quotient de risque entre 1 et 10;
  • Faible (F) : au plus, un quotient de risque entre 1 et 10.

Pour la plupart des substances, les données obtenues par la MJI1 ou la MJI2 de la LIS ont été les données d’entrée clés de la modélisation prédictive. Cependant, lorsqu’on disposait également de données sur les rejets de l’INRP, de données sur le commerce international ou de rapports d’études de marché pour une substance donnée, il fallait combiner les notes multiples de modélisation prédictive en une seule classification. En déterminant la classification finale issue de la modélisation prédictive, on a accordé une pondération plus grande aux résultats découlant de la modélisation réalisée à l’aide des rejets déclarés à INRP comme données d’entrée, puis aux résultats de la modélisation issus des données d’enquête relative à la MJI-LIS, des données sur le commerce international et des études de marché.

Tableau 5-1. Résultats de la modélisation prédictive pour les substances et groupes de substances de la CRE-I

Substance ou groupe de substances (nombre de substances) de la CRE‑I

INRP

MJI-LIS

Données sur l’impor-tation

Étude de marché

Classification globale selon la modélisation prédictive

Antimoine (11)

Faiblea

Modéré

Faiblef

s.o.

Faible

Baryum (4)

s.o.

Faible

Faibleg

s.o.

Faible

Béryllium (1)

s.o.

Modéré

s.o.

s.o.

Modéré

Bismuth (7)

s.o.

Faible

s.o.

s.o.

Faible

Cérium (1)

s.o.

Faible

Modéréh

Faible

Faible

Oxyde de deutérium (1)

s.o.

Faible

Faiblei

s.o.

Faible

Germanium (1)

s.o.

Faible

s.o.

s.o.

Faible

Peroxyde d’hydrogène (1)

s.o.

s.o.

Faiblej

Faible

Faible

Iode (5)

s.o.

Faible

Modérék

s.o.

Faible

Fer (2)

s.o.

Faible

s.o.

s.o.

Faible

Lanthane (3)

s.o.

Élevé

Modérél

Faible

Modéré

Lithium (16)

Faibleb

Faible

Modérém

Modéré

Faible

Molybdène (2)

Faiblec

Faible

Faiblen

s.o.

Faible

Néodyme (1)

s.o.

Faible

Modérél

Faible

Faible

Praséodyme (1)

s.o.

Faible

Modérél

Faible

Faible

Carbure de silicium (1)

s.o.

s.o.

Faibleo

s.o.

Faible

Bromate de sodium (1)

s.o.

Faible

s.o.

s.o.

Faible

Talc (1)

s.o.

Faible

Faiblep

s.o.

Faible

Tellure (2)

s.o.

Faible

s.o.

s.o.

Faible

Étain (2)

s.o.

s.o.

Faibleq

s.o.

Faible

Titane (13)

Faibled

Faible

Modérér

s.o.

Faible

Vanadium (2)

Faiblee

Faible

Faibles

s.o.

Faible

Yttrium (1)

s.o.

Modéré

Modérél

Faible

Modéré

s.o., sans objet; NMA, non mentionné ailleurs

a Antimoine (et ses composés)

b Carbonate de lithium

c Trioxyde de molybdène

d Tétrachlorure de titane

e Vanadium (et ses composés)

f Données d’importation de 2013 pour les oxydes d’antimoine (2825.80.0000) et données d’importation de 2011 pour le tartrate d’antimoine et de potassium (2918.13.0010)

g Données d’importation de 2013 pour le sulfate de baryum (2833.27.0000), le carbonate de baryum (2836.60.0000), les chlorures de baryum (2827.39.0050 et 2827.39.0060) et données d’importation de 2011 pour l’hydroxyde de baryum (2816.40.0020)

h Données d’importation pour les composés, inorganiques ou organiques, de métaux des terres rares, d’yttrium ou de scandium ou de mélanges de ces métaux, et les composés du cérium (2846.10.0000)

i Données d’importation de 2013 pour l’eau lourde (oxyde de deutérium) (2845.10.0000)

j Données d’importation de 2013 pour le peroxyde d’hydrogène : non solidifié avec de l’urée (2847.00.0010)

k Données d’importation de 2013 pour l’iode (2801.20.0000) et données d’importation pour l’iodure de manganèse, l’iodure de potassium, l’iodure de sodium (2827.60.1000)

h Données d’importation pour les composés, inorganiques ou organiques, de métaux des terres rares, d’yttrium ou de scandium ou de mélanges de ces métaux, autres (2846.90.0000)

m Données d’importation de 2013 pour l’hydroxyde de lithium (2825.20.0020), les carbonates de lithium y compris les granules contenant 95 % ou plus, en poids, de carbonates de lithium, pour emploi dans la production d’aluminium (2836.91.0010), et les carbonates de lithium, autres (2836.91.0090)

n Données d’importation de 2013 pour les oxydes et les hydroxydes de molybdène (2825.70.0000)

o Données d’importation de 2013 pour le carbure de silicium (2849.20.0000)

p Données d’importation de 2013 pour la stéatite naturelle – non broyée, non pulvérisée (2526.10.0000), stéatite naturelle – broyée ou pulvérisée : talc dont la taille des particules n’est pas supérieure à 20 microns (2526.20.0010), et la stéatite naturelle – broyée ou pulvérisée : autres (2526.20.0090)

q Données d’importation de 2013 pour autres articles en étain : poudres et paillettes (8007.00.3000)

r Données d’importation de 2013 for Tétrachlorure de titane (2827.39.0030), Dioxyde de titane (2823.00.0010), oxydes de dititane, autres (2823.00.0090), pigment à base de dioxyde de titane, pour utilisation chez les fabricants canadiens (3206.11.1000), pigments, contenant au moins 80 % en poids de dioxyde de titane, NMA (3206.11.9010), dispersions, contenant au moins 80 % en poids de dioxyde de titane, NMA (3206.11.9020), autres préparations, à base de dioxyde de titane, NMA (3206.19.9090)

s Données d’importation de 2013 pour les oxydes et hydroxydes de vanadium (2825.30.0000)

5.1.2 Surveillance de la qualité de l’eau classification

La classification du risque écologique pour les données sur la surveillance de la qualité de l’eau a été établie pour les groupes de substances en tenant compte de la fréquence et de l’importance des dépassements des CESE (c.-à-d. les QR supérieurs à un) pour chaque ensemble de données sur la surveillance, comme indiqué dans le tableau 3‑1 (section 3), selon les critères présentés au tableau 5‑2.

Tableau 5-2. Paramètres pour chaque ensemble de données de surveillance de la qualité de l’eau

Paramètre

Faible

Modéré

Élevé

Fréquence 1 (% de QR > 1)

0-5 %

5-25 %

> 25 %

Fréquence 2 (% de QR > 1 qui sont des valeurs détectées)

0-5 %

5-25 %

> 25 %

Importance 1 (dépassement médian de la CESE)

< CESE (aucun dépassement)

1-10 x CESE

> 10 x CESE

Importance 2 (QR au 95e centile)

< CESE

1-10 x CESE

> 10 x CESE

Comme indiqué dans le tableau 5‑2, la fréquence 1 est le pourcentage de dépassement de la CESE (c.-à-d. un QR supérieur à 1) dans l’ensemble de données; la fréquence 2 est le pourcentage de dépassement de la CESE dans l’ensemble de données correspondant aux valeurs détectées uniquement; l’importance 1 est la CESE médiane. Les notes pour ces quatre paramètres ont été combinées en une seule note pour chaque ensemble de données sur la surveillance pour tous les groupes de substances, à l’aide de l’équation suivante :

Note de l’ensemble de données sur la surveillance = (nombre de paramètres notés faibles x 1) + (nombre de paramètres notés modérés x 10) + (nombre de paramètres notés élevés x 100)

On a ensuite déterminé la classification de chaque ensemble de données de surveillance à partir de la note présentée dans le tableau 5-3.

Tableau 5-3. Classification de chaque ensemble de données de surveillance

Note pour l’ensemble de données de surveillance

Classification pour l’ensemble de données de surveillance

< 40

Faible

40 ≤ x < 200

Modéré

≥ 200

Élevé

La classification globale de chaque groupe de substances a été déterminée par l’ensemble de données ayant obtenu le rang le plus élevé. Ce qui veut dire, si tous les ensembles de données de surveillance étaient classés comme faibles, un rang de classification globale faible était attribué. Si un ou plusieurs ensembles de données de surveillance étaient classés comme modérés ou élevés, un rang de classification globale initiale modéré ou élevé était initialement attribué, respectivement. Cependant, les substances ou les groupes de substances dont le rang de classification initiale des ensembles de données de surveillance de la qualité de l’eau était modéré ou élevé faisaient l’objet d’une évaluation plus poussée.

En se fondant sur ces évaluations, on a apporté les ajustements suivants :

  • Les ensembles de données de surveillance dont les mesures extractibles ou totales ont obtenu un rang modéré ou élevé obtenaient un rang faible si la note correspondante des mesures des substances dissoutes était faible. Cet ajustement a été appliqué parce que la fraction dissoute est une représentation plus juste de la fraction biodisponible et que les CESE ont été déterminées à partir des données toxicologiques des substances à l’essai solubles.
  • Dans certains cas, un seul dépassement de la CESE définissant l’importance 1 ou de multiples dépassements de la CESE correspondant à moins de trois occurrences dans différents lieux d’échantillonnage présentant une importance 1 et/ou une importance 2, ont donné lieu à des notes modérées pour les ensembles de données de surveillance. Par conséquent, dans ces cas, on a ramené la classification à faible, étant donné les notes de fréquence 1 et/ou de fréquence 2 exceptionnellement faibles et la nature prudente de la comparaison des dépassements individuels observés pendant des périodes d’environ 10 ans avec les valeurs de CESE pour une exposition chronique;
  • Un ensemble de données pour le bismuth total, composé uniquement des données de cas de non-détection de substitution (1/2 SDM), a obtenu une note élevée pour la fréquence 1 et une note modérée pour l’importance 1 et l’importance 2. Cependant, étant donné que la note de la fréquence 2 était faible (c.-à-d. zéro), la classification a été ramenée à faible;
  • L’ensemble de données de la Saskatchewan (c.-à-d. BEMLOSS) pour le lithium total a donné lieu à une classification modérée due aux notes modérées pour tous les paramètres. Les lieux d’échantillonnage ont été cartographiés; ils n’indiquaient aucune concordance avec des installations connues de l’INRP pour rejeter des substances à base de lithium déclarables dans un rayon important. Il existait également des données probantes indiquant que les concentrations de lithium dans l’eau de surface étaient élevées dans l’écozone où des dépassements de la CESE ont été observés (écozone des Prairies), en raison de facteurs géologiques (communication personnelle, courriel de la Water Science and Management Branch du gouvernement du Manitoba destiné à la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, datée du 1er janvier 2017; sans référence). Il n’y avait pas de fourchette de concentrations de référence pour le lithium en Saskatchewan, ce qui introduit une incertitude concernant le caractère approprié de la CESE pour cette écozone. Par conséquent, cet ensemble de données a été reclassé comme faible;
  • Les ensembles de données des Territoires du Nord-Ouest et de la BQMA pour certains éléments des terres rares ont reçu une note de classification modérée et ont également subi un ajustement manuel. D’après les rapports d’études de marché (CEH, 2016), la production d’éléments des terres rares n’était pas active dans ces régions au moment de la collecte des données de surveillance. Jumelés à un degré de confiance faible dans les valeurs de CESE des éléments des terres rares prioritaires restants, à un degré de confiance faible dans la relation entre les substances des terres rares prioritaires restantes et la surveillance de la qualité de l’eau et le manque de données permettant d’établir les fourchettes de concentrations de référence dans ces régions, ces éléments des terres rares ont été à nouveau classés comme faibles.

Pour d’autres détails concernant les classifications initiales et ajustées pour les substances ou les groupes de substances d’une classification globale faible des données de surveillance de la qualité de l’eau, veuillez consulter le document d’appoint CRE-I (ECCC, 2018).

6. Classification du risque combinée

On a combiné les notes de la classification du risque provenant de la modélisation prédictive et des analyses des ensembles de données de surveillance pour obtenir une classification du risque écologique finale pour les substances inorganiques. Après la classification du risque fondée sur des critères multiples (sections 5.1.1 et 5.1.2), on a utilisé une matrice du risque pour classer le degré du potentiel de risque écologique en élevé, modéré ou faible. Le tableau 6-1 indique les résultats possibles du risque selon les différentes combinaisons des classifications issues de la modélisation prédictive avec celles de la surveillance de la qualité de l’eau.

Tableau 6-1. Matrice de risque selon les classifications issues de la modélisation et de la surveillance

 

Modélisation faible

Modélisation modérée

Modélisation élevée

Surveillance faible

Faible

Faible

Modéré

Surveillance modérée

Modéré

Modéré

Modéré

Surveillance élevée

Modéré

Élevé

Élevé

Comme l’illustre le tableau 6.1, l’analyse de la surveillance de la qualité de l’eau a été surpondérée par rapport à la modélisation prédictive dans la détermination de la note de classification du risque finale. Les substances inorganiques auxquelles le risque associé est plus préoccupant auraient une importance et une fréquence plus élevées des dépassements de la CESE prédite ou mesurée dans l’environnement. Les substances inorganiques de la classification du risque écologique faible ont généralement des dépassements de la CESE moins importants et peu fréquents, s’il y en a, qu’il s’agisse de valeurs mesurées ou prédites.

7. Résultats de la classification du risque écologique

L’annexe C présente une liste de 80 substances représentant 12 groupes chimiques et 7 substances distinctes qui ont été classées comme étant globalement peu préoccupantes pour l’environnement. De plus, 7 groupes chimiques ont été classés comme très préoccupants globalement pour l’environnement (c.-à-d. l’aluminium, le cuivre, le cyanure, le manganèse, l’argent, le thallium et le zinc). Certains résultats préliminaires provenant de la CRE‑I pour ces 7 groupes ne sont pas présentés dans ce document, car un examen de ceux-ci sur le plan du danger pour l’environnement et leur évaluation de type 3 dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques sont prévus (Canada, 2016; Canada, 2017). Pour les 80 substances classées comme étant peu préoccupantes pour l’environnement, les résultats présentés dans le présent document d’évaluation scientifique constitueront les fondements, conjointement avec toute autre information pertinente qui pourrait être obtenue après sa publication, des conclusions des évaluations préalables publiées en vertu de l’article 68 ou 74 de la LCPE.

On vise à appliquer le résultat de la classification CRE-I à certains nos CAS qui ont été ciblés comme prioritaires restants, et le résultat ne devrait pas être considéré comme applicable aux entités correspondantes. Par exemple, c’est particulièrement vrai dans le cas des « éléments des terres rares », parmi lesquels sept substances n’englobant que cinq éléments seraient une piètre représentation de cette classe chimique.

De plus, il est proposé que les substances classées comme peu préoccupantes pour l’environnement et présentant un danger relativement élevé (p. ex., les CESE en partie faible par milliard), mais qui sont actuellement déclarées comme produites, importées ou utilisées en faible volume au Canada (p. ex., éléments des terres rares, bismuth), soient ciblées en vue d’un suivi additionnel de la production et des profils d’emploi. Leur statut prioritaire pourrait être réévalué si de nouvelles données le justifiaient.

Tableau 7-1. Ventilation en pourcentage de la classification finale du risque écologique concernant les substances inorganiques

Classification du risque écologique

Substances et groupes de substances

Pourcent (%)

Faible (on propose que des données du profil d’emploi soient recueillies pour certaines de ces entités)

19

73

Modéré ou élevé (à inclure dans un futur groupe en vue d’une évaluation approfondie du risque écologique)

7

27

Total

26

100

Pour les données essentielles et les facteurs utilisés pour la création des profils et des classifications propres à chaque substance associées au danger, à l’exposition et au risque, veuillez consulter le document d’ECCC de 2018.

8. Évaluation de l’incertitude associée à la classification du risque

La CRE-I illustre généralement l’approche prudente dans laquelle de multiples paramètres s’ajoutent au poids de la preuve pour la classification. Étant donné que l’objectif principal de la CRE-I était d’identifier les substances et les groupes de substances potentiellement peu préoccupants pour l’environnement, l’approche visait en général à réduire au minimum le potentiel de sous-classification du risque écologique.

Une hypothèse simplificatrice retenue pour la CRE-I était de viser le milieu aquatique, ce qui laisse de l’incertitude quant au danger et à l’exposition dans l’air, le sol et les sédiments. L’accessibilité des données était déterminante dans le choix de concentrer la CRE‑I sur les milieux aquatiques, les données du milieu aquatique d’eau douce étant les plus susceptibles de détenir un ensemble fondamental de données sur le danger pour comparer les substances, en raison de la préférence de longue date d’analyser les effets environnementaux sur les espèces aquatiques (Swanson et Socha, 1997). Par ailleurs, comme les priorités restantes sur le plan environnemental ont été établies comme telles d’après le dépassement du seuil de toxicité aquatique par la solubilité dans l’eau (Canada, 2007), le potentiel d’obtenir de faux négatifs dans la classification des substances prioritaires sur le plan environnemental comme étant peu préoccupantes pour l’environnement d’après les données sur le milieu aquatique devrait être minime.

L’établissement du profil de danger nécessite l’examen de l’applicabilité et de la correspondance ou de la détermination des CESE par exposition chronique en milieu aquatique pour les substances et groupes de substances inorganiques. Les hypothèses prudentes formulées dans la modélisation de l’exposition dans le champ proche (p. ex., l’utilisation de taux génériques d’émission) ont réduit le potentiel de sous-classification du risque pour l’environnement. Le recours aux données de surveillance de la qualité de l’eau recueillies sur une période d’environ 10 ans a permis d’améliorer le degré de confiance envers les ensembles de données, ce qui a entraîné l’attribution d’une pondération plus élevée aux analyses des ensembles de données de surveillance de la qualité de l’eau pour déterminer la classification finale du risque écologique. Une autre possibilité serait d’isoler la vaste diversité géographique et saisonnière dans les ensembles de données de surveillance de la qualité de l’eau, au lieu des valeurs fixes prudentes du scénario d’exposition dans le champ proche.

L’établissement du profil d’exposition comprenait le recours à des données commerciales (la quantité et l’utilisation) provenant de plusieurs sources. Les données de la MJI-LIS étaient intrinsèquement propres à chaque substance prioritaire restante visée. Cependant, les données sur le commerce international sont recueillies sous forme de codes du SH, ce qui introduit de l’incertitude à associer les données aux nos CAS prioritaires restants. Les codes du SH peuvent englober de multiples nos CAS pour les substances apparentées, mais pas la totalité de ceux qui sont des priorités restantes. Par exemple, le code du SH 2827.60.1000 a, comme description complète de 2011 « iodure de manganèse, iodure de potassium, iodure de sodium », mais seuls l’iodure de potassium et l’iodure de sodium sont des substances prioritaires restantes. Dans ces situations, associer aux substances prioritaires les données d’importation provenant du code du SH plus large réduit la possibilité de sous-classifier le risque.

De même, les données de surveillance de la qualité de l’eau prises en compte dans la CRE-I comprenaient des mesures des substances dissoutes, extractibles et totales, illustrant les multiples expositions aux entités potentiellement préoccupantes, ce qui introduisait une incohérence lorsqu’on appliquait les résultats des ensembles de données de surveillance de la qualité de l’eau, qui étaient fondés sur les entités, au sous-ensemble des substances prioritaires restantes. Cependant, ces comparaisons sont prudentes du point de vue des substances prioritaires restantes, ce qui réduit davantage la possibilité de sous-classifier le risque. Les valeurs des cas de non-détection dans les ensembles de données de surveillance de la qualité de l’eau ont été remplacées par le seuil de détection correspondant (1/2 SDM). Il s’agit d’une approche normale, mais potentiellement trop prudente pour traiter les cas de non‑détection dans les données de surveillance. Le paramètre fréquence 2 a été utilisé pour réduire la pondération attribuée aux mesures des cas de non-détection dépassant les CESE. Finalement, il n’existait pas de données de surveillance de la qualité de l’eau pour chaque source de données et chaque substance dans la CRE-I. Cela peut constituer un biais pour les substances qui sont mesurées et déclarées plus souvent. Cependant, il a été jugé approprié d’utiliser toutes les données identifiables plutôt que de limiter l’approche aux substances disposant de grands ensembles de données de surveillance. En outre, le processus de détermination des priorités en matière d’évaluation des risques fournit un mécanisme visant à revoir les substances pauvres en données quand il y aurait de nouvelles données.

9. Conclusion

D’après les propriétés intrinsèques au danger, les profils d’emploi actuel, les quantités dans le commerce et les données disponibles sur les rejets, ainsi qu’une analyse des données fédérales et provinciales de surveillance de la qualité de l’eau, 80 substances ont été classées comme peu préoccupantes pour l’environnement. Compte tenu des données actuelles, les 80 substances peu préoccupantes pour l’environnement ne devraient pas poser de risque pour l’environnement. L’approche appliquée à ces 80 substances de même que les résultats connexes constitueront, conjointement avec tout autre renseignement pertinent diffusé après la publication du présent document d’évaluation scientifique, le fondement des conclusions des évaluations préalables qui seront publiées ultérieurement. Un autre suivi des données peut être effectué pour les substances qui ont été classées comme peu préoccupantes, principalement en raison des faibles niveaux d’exposition actuels, afin de déterminer si d’autres activités seront requises dans le futur.

Références

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Annexes

Annexe A. Disponibilité des données sur l’exposition pour les substances jugées peu préoccupantes sur le plan de l’environnement par l’approche de CRE-I

Annex A-1. Disponibilité des données sur l’exposition pour les substances jugées peu préoccupantes sur le plan de l’environnement par l’approche de CRE-I

Document d’évaluation scientifiquea

No CAS

Nom dans la Liste intérieure des substances

MJI1 de la LIS (2008)

MJI2 de la LIS (2011)

INRP

ASFCb

SQE (nombre d’en-sembles de données)c

Antimoine

1314-60-9

Pentoxyde de diantimoine (Sb2O5)

Non

Oui

Ouid

Oui

9

Antimoine

1327-33-9

Oxyde d’antimoine

Oui

Non

Ouid

Oui

9

Antimoine

1345-04-6

Sulfure d’antimoine (Sb2S3)

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

10025-91-9

Trichlorure d’antimoine

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

15432-85-6

Antimonate de sodium

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

15874-48-3

Tris(dithiophosphate) d’antimoine et de tris[O,O-dipropyle]

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

15890-25-2

Tris(dipentyldithio-carbamato-S,S’)antimoine

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

15991-76-1

Tris[bis(2-éthylhexyl)dithio-carbamato-S,S’]antimoine

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

28300-74-5

Antimonyltartrate de potassium

Oui

Non

Ouid

Oui

9

Antimoine

29638-69-5

Heptaoxyde de diantimoine et de tétrapotassium

Oui

Non

Ouid

Non

9

Antimoine

33908-66-6

Hexahydroxo-antimonate de sodium

Oui

Non

Ouid

Non

9

Baryum

513-77-9

Carbonate de baryum

Non

Non

Non

Oui

10

Baryum

7727-43-7

Sulfate de baryum

Non

Non

Non

Oui

10

Baryum

10361-37-2

Chlorure de baryum (BaCl2)

Non

Oui

Non

Oui

10

Baryum

17194-00-2

Hydroxyde de baryum (Ba(OH)2)

Non

Oui

Non

Oui

10

Béryllium

7440-41-7

Béryllium

Oui

Non

Non

Non

9

Bismuth

1304-76-3

Trioxyde de dibismuth

Non

Oui

Non

Non

9

Bismuth

1304-85-4

Nitrate de bismuth, basique (Bi5(OH)9(NO3)4O)

Non

Oui

Non

Non

9

Bismuth

10361-44-1

Trinitrate de bismuth

Non

Oui

Non

Non

9

Bismuth

14059-33-7

Tétraoxyde de bismuth et de vanadium (BiVO4)

Oui

Non

Non

Non

9

Bismuth

21260-46-8

Tris(diméthyldithio-carbamate) de bismuth

Non

Oui

Non

Non

9

Bismuth

34364-26-6

Néodécanoate de bismuth(3++)

Non

Oui

Non

Non

9

Bismuth

67874-71-9

Tris(2-éthylhexanoate) de bismuth

Non

Oui

Non

Non

9

Bromate

7789-38-0

Bromate de sodium

Oui

Non

Non

Non

s.o.

Distinct

409-21-2

Carbure de silicium (SiC)

Non

Non

Non

Oui

s.o.

Distinct

7722-84-1

Peroxyde d’hydrogène (H2O2)

Non

Non

Non

Oui

s.o.

Distinct

7789-20-0

Oxyde de deutérium

Non

Oui

Non

Oui

s.o.

Distinct

10038-98-9

Tétrachlorure de germanium

Non

Oui

Non

Non

s.o.

Distinct

14807-96-6

Talc (Mg3H2(SiO3)4)

Non

Oui

Non

Oui

s.o.

Iode

7553-56-2

Iode

Non

Oui

Non

Oui

s.o.

Iode

7681-11-0

Iodure de potassium (KI)

Non

Oui

Non

Oui

s.o.

Iode

7681-82-5

Iodure de sodium (NaI)

Non

Oui

Non

Oui

s.o.

Iode

20461-54-5

Iodide

Non

Oui

Non

Non

s.o.

Iode

63325-16-6

Diiodobis(5-iodopyridin-2-amine)mercure, diiodhydrate

Non

Non

Non

Non

s.o.

Fer

12713-03-0

Ombre

Non

Oui

Non

Non

s.o.f

Fer

51274-00-1

Jaune d’oxyde magnétique de fer

Non

Oui

Non

Non

s.o.f

Lithium

546-89-4

Acétate de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

554-13-2

Carbonate de lithium

Non

Oui

Oui

Oui

9

Lithium

1310-65-2

Hydroxyde de lithium (Li(OH))

Non

Oui

Non

Oui

9

Lithium

4485-12-5

Stéarate de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

7439-93-2

Lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

7447-41-8

Chlorure de lithium (LiCl)

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

7620-77-1

12-Hydroxystéarate de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

7789-24-4

Fluorure de lithium (LiF)

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

10377-48-7

Sulfate de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

12627-14-4

Acide silicique, sel de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

13840-33-0

Hypochlorite de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

27253-30-1

Néodécanoate de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

38900-29-7

Azélate de dilithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

53320-86-8

Acide silicique, sel de lithium, de magnésium et de sodium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

68783-37-9

Acides gras en C16‑18, sels de lithium

Non

Oui

Non

Non

9

Lithium

68649-48-9

Cires de paraffine et cires d’hydrocarbures oxydées, sels de lithium

Non

Non

Non

Non

9

Molybdène

1313-27-5

Trioxyde de molybdène (MoO3)

Oui

Non

Oui

Oui

9

Molybdène

1317-33-5

Disulfure de molybdène (MoS2)

Non

Oui

Non

Non

9

Éléments des terres rares

1312-81-8

Oxyde de lanthane (La2O3)

Non

Oui

Non

Oui

4

Éléments des terres rares

1314-36-9

Oxyde d’yttrium (Y2O3)

Non

Oui

Non

Oui

2

Éléments des terres rares

10099-58-8

Chlorure de lanthane (LaCl3)

Non

Oui

Non

Oui

4

Éléments des terres rares

12008-21-8

Hexaborure de lanthane, (OC-6-11)-

Non

Oui

Non

Oui

4

Éléments des terres rares

12036-32-7

Trioxyde de dipraséodyme (Pr2O3)

Non

Oui

Non

Oui

1

Éléments des terres rares

56797-01-4

Tris(2-éthylhexanoate) de cérium

Non

Oui

Non

Oui

4

Éléments des terres rares

73227-23-3

2-Éthyladipate de néodymium(3+)

Non

Oui

Non

Oui

1

Tellure

7446-07-3

Dioxyde de tellure

Non

Oui

Non

Non

4

Tellure

20941-65-5

Tétrakis(diéthyldithio-carbamato-S,S’)tellure

Non

Oui

Non

Non

4

Étain

1345-24-0

Pourpre de stannate d’or

Non

Oui

Non

Non

8

Étain

7440-31-5

Étain

Non

Non

Non

Oui

8

Titane

546-68-9

Tétraisopropanolate de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

1070-10-6

Tétrakis(2-éthylhexanolate) de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

1317-80-2

Rutile (TiO2)

Non

Non

Non

Oui

8

Titane

1344-54-3

Trioxyde de dititane (Ti2O3)

Non

Oui

Non

Oui

8

Titane

5593-70-4

Tétrabutanolate de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

7550-45-0

Tétrachlorure de titane (TiCl4) (T-4)-

Non

Oui

Oui

Oui

8

Titane

7705-07-9

Trichlorure de titane (TiCl3)

Non

Oui

Non

Oui

8

Titane

12047-27-7

Trioxyde de baryum et de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

12060-59-2

Trioxyde de strontium et de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

13463-67-7

Dioxyde de titane (TiO2)

Non

Non

Non

Oui

8

Titane

13825-74-6

Oxysulfate de titane

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

16919-27-0

Hexafluorotitanate de dipotassium

Non

Oui

Non

Non

8

Titane

20338-08-3

Tétrahydroxytitane (Ti(OH)4) (T-4)-

Non

Oui

Non

Non

8

Vanadium

7727-18-6

Oxytrichlorure de vanadium

Oui

Non

Ouie

Non

10

Vanadium

11099-11-9

Oxyde de vanadium

Oui

Non

Ouie

Oui

10

Abréviations : no CAS, numéro de registre du Chemical Abstracts Service; PGPC, Plan de gestion des produits chimiques; MJI-LIS, mise à jour de l’inventaire de la LIS; INRP, Inventaire national des rejets de polluants; ASFC, Agence des services frontaliers du Canada (renvoyant aux données sur le commerce international); SQE (Surveillance de la qualité de l’eau); s.o., sans objet

a Veuillez noter que la désignation de Document d’évaluation scientifique ne sert que pour l’organisation des données et les comparaisons prudentes avec les données de surveillance de la qualité de l’eau et d’autres données globales, s’il y a lieu.

b Les codes du Système harmonisé (SH) ne sont pas l’équivalent des nos CAS. Les descriptions des codes SH englobent souvent plusieurs nos CAS. Un « Oui » indique que le no CAS est nettement lié à une description du code SH, comme indiqué dans la Codification ministérielle du Tarif des douanes.

c Surveillance de la qualité de l’eau effectuée pour les substances inorganiques totales, dissoutes ou extractibles, non propres à un no CAS.

d L’antimoine (et ses composés) figure sur la Liste des substances de l’INRP (total de l’élément pur et du poids équivalent de l’élément contenu dans tout composé, alliage ou mélange).

e Le vanadium (et ses composés) figure sur la Liste des substances de l’INRP (total de l’élément pur et du poids équivalent du vanadium contenu dans tout composé ou mélange. Exclut le vanadium contenu dans un alliage).

f Les données de surveillance de la qualité de l’eau existent pour le fer, mais il a semblé inadéquat de l’utiliser pour comparer deux pigments insolubles qui sont les priorités restantes.

Annexe B. Résumé des scénarios d’évaluation préalable de l’exposition à l’échelle locale

  • On a calculé une concentration estimée dans l’environnement (CEE) prudente découlant du rejet de la substance dans le milieu aquatique à partir d’une source industrielle ponctuelle, comme dans l’équation ci‑dessous. Les paramètres utilisés dans ce scénario d’exposition sont décrits dans le tableau B-1 ci‑dessous. Les valeurs par défaut indiquées dans le tableau B-1 ont été remplacées par des données propres à la substance et au déclarant, lorsque disponibles.

CEE (mg/L) = (qté × teneur en métal × rejet × (1 – évacuation des eaux usées))/(durée × (débit fluvial + débit d’eaux usées)) × (1 000/86 400)

  • Pour les données de l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP), le numérateur de l’équation ci-dessus est remplacé par la quantité annuelle rejetée déclarée. Pour les substances non visées dans une mise à jour de l’inventaire de la LIS, les quantités proviennent des données de commerce international et des rapports d’études de marché. Les coefficients d’émission à apparier avec les quantités provenant des données de commerce international et des rapports d’études de marché ont été attribués en exerçant un jugement professionnel. Pour une substance dont les quantités utilisées par les consommateurs sont particulièrement élevées, on a eu recours à un modèle aquatique des rejets par les consommateurs pour produire les CEE à titre d’élément de preuve additionnel.
  • On compare la CEE à la CESE (déterminée selon la méthode décrite à la section 4.1) pour calculer le quotient de risque (CEE/CESE). Si le quotient de risque est supérieur à 1, cela veut dire que la concentration estimée de façon prudente dans l’eau dépasse la concentration estimée sans effet en milieu aquatique et qu’il existe un potentiel de causer des effets nocifs dans l’écosystème aquatique. Une valeur inférieure à 1 indique que les concentrations pouvant causer un effet sur les organismes aquatiques sensibles ne sont pas atteintes et donc qu’il est moins probable de nuire aux organismes aquatiques selon ce scénario.
  • On a déterminé un quotient de risque pour chaque installation hypothétique, représentant l’un des suivants : un déclarant à la mise à jour de l’inventaire de la LIS (phase 1 ou 2), un importateur identifié dans les données de commerce international ou une entreprise identifiée dans les rapports d’études de marché, en association avec les substances en question. On a également établi des quotients de risque à partir des données sur les rejets de l’INRP.

 

Tableau B-1. Paramètres utilisés dans un scénario en champ proche

Abréviation

Paramètre

Valeur

Unités

Notes

Qté

Quantité de substance déclarée par un déclarant

Quantité provenant de la mise à jour de l’inventaire, de l’ASFC ou des études de marché

kg/an

Propre à une substance

Teneur en métal

Pourcentage pondéral de l’entité inorganique présente dans une substance

Propre à la substance

%

Déterminée à partir des données sur l’identité de la substance, de l’hypothèse prudente de 100 % lorsqu’il n’existe aucune donnée

Rejet

Rejet de la substance pendant le processus industriel

2 % (faible)

25 % (modéré)

100 % (élevé)

%

Valeur par défaut, indépendante de l’identité de la substance, fondée sur l’analyse des données d’utilisation déclarées et des codes du SCIAN (ECCC, 2016a)

Évacuation des eaux usées

Efficacité d’élimination de l’usine de traitement des eaux usées (UTEU)

Valeur par défaut = 70 (le modèle SimpleTreat ne s’applique pas aux substances inorganiques)

%

La valeur par défaut est remplacée par les données propres à la substance lorsqu’il y en a (ECCC, 2016b)

Durée

Durée du rejet de la substance

150

jours/ an

Suppose une utilisation variable ou discontinue de la substance sur un an

Débit d’eaux usées

 

Débit de l’UTEU

0,04

m3/s

10e centile des débits d’UTEU municipales au Canada

Débit fluvial

Débit du cours d’eau récepteur

1,84

m3/s

15e centile de la distribution des débits du cours d’eau récepteur au pays (fondé sur la distribution au 50e centile); pondéré par le nombre d’industries effectuant des rejets dans le cours d’eau récepteur

Sans objet

Facteur de conversion des kg en mg et des m3 en L

1 000

mg∙m3/ kg∙L

sans objet

Sans objet

Facteur de conversion des secondes en jours

86 400

secondes/jour

sans objet

Annexe C. Substances jugées peu préoccupantes pour l’environnement

Annexe C-1. Substances jugées peu préoccupantes pour l’environnement

Document d’évaluation scientifiquea

No CAS

Nom dans la Liste intérieure des substances

Classification- modélisation prédictive

Classification- surveillance de la qualité de l’eau

Classification globale - CRE-1

Antimoine

1314-60-9

Pentoxyde de diantimoine (Sb2O5)

Faible

Faible

Faible

Antimoine

1327-33-9

Oxyde d’antimoine

Faible

Faible

Faible

Antimoine

1345-04-6

Sulfure d’antimoine (Sb2S3)

Faible

Faible

Faible

Antimoine

10025-91-9

Trichlorure d’antimoine

Faible

Faible

Faible

Antimoine

15432-85-6

Antimonate de sodium

Faible

Faible

Faible

Antimoine

15874-48-3

Tris(dithiophosphate) d’antimoine et de tris[O,O-dipropyle]

Faible

Faible

Faible

Antimoine

15890-25-2

Tris(dipentyldithio-carbamato-S,S’)antimoine

Faible

Faible

Faible

Antimoine

15991-76-1

Tris[bis(2-éthylhexyl)dithio-carbamato-S,S’]antimoine

Faible

Faible

Faible

Antimoine

28300-74-5

Antimonyltartrate de potassium

Faible

Faible

Faible

Antimoine

29638-69-5

Heptaoxyde de diantimoine et de tétrapotassium

Faible

Faible

Faible

Antimoine

33908-66-6

Hexahydroxoantimonate de sodium

Faible

Faible

Faible

Baryum

513-77-9

Carbonate de baryum

Faible

Faible

Faible

Baryum

7727-43-7

Sulfate de baryum

Faible

Faible

Faible

Baryum

10361-37-2

Chlorure de baryum (BaCl2)

Faible

Faible

Faible

Baryum

17194-00-2

Hydroxyde de baryum (Ba(OH)2)

Faible

Faible

Faible

Béryllium

7440-41-7

Béryllium

Modéré

Faible

Faible

Bismuth

1304-76-3

Trioxyde de dibismuth

Faible

Faible

Faible

Bismuth

1304-85-4

Nitrate de bismuth, basique (Bi5(OH)9(NO3)4O)

Faible

Faible

Faible

Bismuth

10361-44-1

Trinitrate de bismuth

Faible

Faible

Faible

Bismuth

14059-33-7

Tétraoxyde de bismuth et de vanadium (BiVO4)

Faible

Faible

Faible

Bismuth

21260-46-8

Tris(diméthyldithio-carbamate) de bismuth

Faible

Faible

Faible

Bismuth

34364-26-6

Néodécanoate de bismuth(3++)

Faible

Faible

Faible

Bismuth

67874-71-9

Tris(2-éthylhexanoate) de bismuth

Faible

Faible

Faible

Bromate

7789-38-0

Bromate de sodium

Faible

s.o.

Faible

Distinct

409-21-2

Carbure de silicium (SiC)

Faible

s.o.

Faible

Distinct

7722-84-1

Peroxyde d’hydrogène (H2O2)

Faible

s.o.

Faible

Distinct

7789-20-0

Oxyde de deutérium

Faible

s.o.

Faible

Distinct

10038-98-9

Tétrachlorure de germanium

Faible

s.o.

Faible

Distinct

14807-96-6

Talc (Mg3H2(SiO3)4)

Faible

s.o.

Faible

Iode

7553-56-2

Iode

Faible

s.o.

Faible

Iode

7681-11-0

Iodure de potassium (KI)

Faible

s.o.

Faible

Iode

7681-82-5

Iodure de sodium (NaI)

Faible

s.o.

Faible

Iode

20461-54-5

Iodure

Faible

s.o.

Faible

Iode

63325-16-6

Diiodobis(5-iodopyridin-2-amine)mercure, diiodhydrate

Faible

s.o.

Faible

Fer

12713-03-0

Ombre

Faible

s.o.

Faible

Fer

51274-00-1

Jaune d’oxyde magnétique de fer

Faible

s.o.

Faible

Lithium

546-89-4

Acétate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

554-13-2

Carbonate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

1310-65-2

Hydroxyde de lithium (Li(OH))

Faible

Faible

Faible

Lithium

4485-12-5

Stéarate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

7439-93-2

Lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

7447-41-8

Chlorure de lithium (LiCl)

Faible

Faible

Faible

Lithium

7620-77-1

12-Hydroxystéarate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

7789-24-4

Fluorure de lithium (LiF)

Faible

Faible

Faible

Lithium

10377-48-7

Sulfate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

12627-14-4

Acide silicique, sel de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

13840-33-0

Hypochlorite de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

27253-30-1

Néodécanoate de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

38900-29-7

Azélate de dilithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

53320-86-8

Acide silicique, sel de lithium, de magnésium et de sodium

Faible

Faible

Faible

Lithium

68783-37-9

Acides gras en C16-18, sels de lithium

Faible

Faible

Faible

Lithium

68649-48-9

Cires de paraffine et cires d’hydrocarbures oxydées, sels de lithium

Faible

Faible

Faible

Molybdène

1313-27-5

Trioxyde de molybdène (MoO3)

Faible

Faible

Faible

Molybdène

1317-33-5

Disulfure de molybdène (MoS2)

Faible

Faible

Faible

Éléments des terres rares

1312-81-8

Oxyde de lanthane (La2O3)

Modéré

Faible

Faible

Éléments des terres rares

1314-36-9

Oxyde d’yttrium (Y2O3)

Modéré

Faible

Faible

Éléments des terres rares

10099-58-8

Chlorure de lanthane (LaCl3)

Modéré

Faible

Faible

Éléments des terres rares

12008-21-8

Hexaborure de lanthane, (OC-6-11)-

Modéré

Faible

Faible

Éléments des terres rares

12036-32-7

Trioxyde de dipraséodyme (Pr2O3)

Faible

Faible

Faible

Éléments des terres rares

56797-01-4

Tris(2-éthylhexanoate) de cérium

Faible

Faible

Faible

Éléments des terres rares

73227-23-3

2-Éthyladipate de néodymium(3+)

Faible

Faible

Faible

Tellure

7446-07-3

Dioxyde de tellure

Faible

Faible

Faible

Tellure

20941-65-5

Tétrakis(diéthyldithio-carbamato-S,S’)tellure

Faible

Faible

Faible

Étain

1345-24-0

Pourpre de stannate d’or

Faible

Faible

Faible

Étain

7440-31-5

Étain

Faible

Faible

Faible

Titane

546-68-9

Tétraisopropanolate de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

1070-10-6

Tétrakis(2-éthylhexanolate) de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

1317-80-2

Rutile

Faible

Faible

Faible

Titane

1344-54-3

Trioxyde de dititane

Faible

Faible

Faible

Titane

5593-70-4

Tétrabutanolate de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

7550-45-0

Tétrachlorure de titane (TiCl4) (T-4)-

Faible

Faible

Faible

Titane

7705-07-9

Trichlorure de titane (TiCl3)

Faible

Faible

Faible

Titane

12047-27-7

Trioxyde de baryum et de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

12060-59-2

Trioxyde de strontium et de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

13463-67-7

Dioxyde de titane (TiO2)

Faible

Faible

Faible

Titane

13825-74-6

Oxysulfate de titane

Faible

Faible

Faible

Titane

16919-27-0

Hexafluorotitanate de dipotassium

Faible

Faible

Faible

Titane

20338-08-3

Tétrahydroxytitane (Ti(OH)4) (T-4)-

Faible

Faible

Faible

Vanadium

7727-18-6

Oxytrichlorure de vanadium

Faible

Faible

Faible

Vanadium

11099-11-9

Oxyde de vanadium

Faible

Faible

Faible

Abréviations : no CAS, numéro de registre du Chemical Abstracts Service; PGPC, Plan de gestion des produits chimiques; CRE-1, Classification du risque écologique des substances inorganiques; s.o., sans objet

a Veuillez noter que l’attribution du document d’évaluation scientifique ne sert qu’à l’organisation et qu’aux comparaisons prudentes avec les données de surveillance de la qualité de l’eau, lorsque disponibles.

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