Ébauche d’évaluation Groupe des phénols substitués

Titre officiel : Ébauche d’évaluation - Groupe des phénols substitués

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Janvier 2024

Résumé

En vertu de l'article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation des 15 substances appelées collectivement « groupe des phénols substitués » dans le Plan de gestion des produits chimiques. Le tableau ci‑dessous présente les numéros de ces substances dans le registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS^{Note de bas de page 1} ) et leurs noms sur la Liste intérieure des substances (LIS).

^a Ce composé est une substance UVCB (c’est-à-dire une substance de composition inconnue ou variable, un produit de réaction complexe ou une matière biologique).

Toutes les substances de ce groupe ont fait l’objet d’au moins une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE depuis 2008. Des quantités importées au Canada, supérieures au seuil de déclaration de 100 kg et comprises entre 1 000 kg et 10 000 000 kg, ont été déclarées pour toutes les substances. Des quantités fabriquées au Canada, supérieures au seuil de déclaration de 100 kg et comprises entre 100 kg et 1 000 kg, ont été déclarées pour trois substances du groupe. D’après les renseignements communiqués lors de ces enquêtes, ces substances sont utilisées dans diverses applications industrielles, commerciales et grand public, notamment dans les additifs pour lubrifiants et carburants, les additifs pour plastiques et caoutchouc, les peintures et revêtements, les produits de soins personnels, les composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, les produits en plastique et en caoutchouc, les adhésifs, les produits d’étanchéité, les tissus et les textiles.

Les données disponibles et les prévisions des modèles indiquent qu’une substance (n^o CAS 98-54-4) peut subir une certaine dégradation dans l’environnement et que les 14 autres substances ne se dégradent pas facilement dans l’environnement. Deux substances de ce groupe (n^os CAS 118-82-1 et 61788-44-1) devraient avoir un potentiel élevé de bioaccumulation, tandis que les 13 autres substances ne devraient pas s’accumuler de manière appréciable dans les organismes.

Les risques pour l’environnement associés à quatre substances du groupe des phénols substitués ont été caractérisés selon l’approche de Classification du risque écologique (CRE) des substances organiques, qui est une approche basée sur les risques qui tient compte de plusieurs paramètres liés au danger et à l’exposition et d’une pondération de plusieurs éléments de preuve pour classer le risque. À la lumière des résultats de la CRE, il est peu probable que ces quatre substances (n^os CAS 85-60-9, 2082-79-3, 6386-38-5 et 41484-35-9) aient des effets nocifs pour l’environnement.

Pour ce qui est des 11 substances restantes, l’évaluation des effets pour l’environnement a été réalisée à l’aide des données toxicologiques empiriques disponibles pour le milieu aquatique ou de l’approche des résidus corporels critiques (RCC). Les concentrations estimées sans effet (CESE) en milieu aquatique ont été calculées pour neuf substances, et indiquent que ces substances peuvent causer des effets nocifs pour les organismes aquatiques lorsqu’elles se trouvent en concentrations inférieures à leur limite de solubilité. Parmi ces neuf substances, on a déterminé que la substance de n^o CAS 98-54-4 et le composant phénol monostyréné de la substance UVCB de n^o CAS 61788-44-1 peuvent avoir des effets sur le système endocrinien par leur liaison aux récepteurs des œstrogènes. Ces deux substances sont des phénols non encombrés. Les deux autres substances (n^os CAS 4221-80-1 et 1843-03-4) ne devraient pas avoir d’effet nocif pour les organismes aquatiques à leur concentration de saturation dans l’eau ou en dessous. Aucune donnée empirique sur la toxicité des sédiments n’a été trouvée pour les 11 substances, et des données toxicologiques empiriques dans le sol n’ont été relevées que pour cinq substances (n^os CAS 96-76-4, 118-82-1 et 128-39-2, et pour les analogues des substances des n^os CAS 35958-30-6 et 36443-68-2). Compte tenu des incertitudes liées à l’approche des RCC pour déterminer les CESE pour les organismes vivant dans les sédiments et le sol, les CESE pour les organismes vivant dans les sédiments n’ont pas été calculées, et celles pour les organismes vivant dans le sol ont été calculées seulement à l’aide de données toxicologiques empiriques du sol.

L’exposition de l’environnement a été évaluée pour ces 11 substances en tenant compte des principales applications industrielles et des quantités importées déclarées de ces substances. Étant donné que peu d’entreprises ont déclaré avoir fabriqué ces substances et que les quantités déclarées sont faibles, les sources de fabrication n’ont pas été prises en compte dans l’élaboration des scénarios d’exposition. Le milieu aquatique est considéré comme le principal milieu récepteur, et la caractérisation des risques pour l’environnement a donc porté sur ce milieu. L’exposition dans le sol a également été estimée pour cinq substances pour lesquelles les CESE ont été calculées. Les concentrations estimées dans l’environnement (CEE) pour le milieu aquatique et les sols ont été initialement calculées d’après des hypothèses génériques formulées pour différents secteurs industriels. Lorsque les scénarios génériques indiquaient un risque, on a approfondi l’évaluation afin de mieux calculer l’exposition de l’environnement éventuelle. Les quotients de risque ont été calculés en comparant les CEE aux CESE pour le milieu aquatique et les sols, et les résultats ont été considérés comme des éléments de preuve importants dans la caractérisation des risques pour l’environnement.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation, les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 présentent un risque de causer des effets nocifs pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64a) de la LCPE, car elles pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif pour l’environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, il est proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est également proposé de conclure que les substances des n^os CAS 85-60-9, 96-69-5, 96-76-4, 98-54-4, 128-39-2, 1843-03-4, 2082-79-3, 4221-80-1, 6386-38-5, 35958-30-6 et 41484-35-9 ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif pour l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

En ce qui concerne la santé humaine, la population générale du Canada peut être exposée aux substances de ce groupe par l’eau potable, les aliments, les substances servant à la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et les produits disponibles pour les consommateurs. Plus précisément, l’exposition à la substance de n^o CAS 128‑37 0 peut se produire lors de l’utilisation de cosmétiques, de peintures, de plastiques, de caoutchouc et de lubrifiants. L’exposition à la substance de n^o CAS 2082‑79-3 peut se produire lors de l’utilisation de plastiques, de caoutchouc, de peintures et de cosmétiques. En outre, l’exposition aux substances des n^os CAS 96-76-4, 98-54-4, 118-82-1, 128-37-0, 128-39-2 et 41484-35-9 peut découler de l’utilisation de lubrifiants et de produits pour automobiles. Des effets sur le foie et la glande thyroïde ont été constatés avec les substances des n^os CAS 128-37-0, 35958-30-6 et 36443-68-2. On a déterminé que la substance de n^o CAS 35958‑30‑6 a des effets critiques sur la santé, à savoir des effets toxiques pour les testicules et des effets sur le foie et la glande thyroïde chez les mâles et les femelles, respectivement, d’après les données sur des analogues des substances des n^os CAS 88-24-4 et 119-47-1. Des effets sur le foie, la rate et les surrénales ont été rapportés pour la substance de n^o CAS 1843-03-4. Des effets sur le foie ainsi qu’une variation des valeurs des paramètres hématologiques ont été observés pour les substances des n^os CAS 85-60-9, 96-76-4, 118-82-1, 128-39-2 et 2082-79-3. Les effets de la substance de la substance de n^o CAS 96-76-4 ont été déterminés par extrapolation des données de la substance de n^o CAS 128-39-2. On a également rapporté que les substances des n^os CAS 96-69-5, 98-54-4 et 35958-30-6 étaient toxiques pour la reproduction et le développement. Enfin, aucun effet toxicologique n’a été relevé avec les substances des n^os CAS 4221-80-1, 6386-38-5, 41484-35-9 et 61788-44-1. La comparaison des niveaux d’effet critique avec celles des substances de ce groupe auxquelles la population générale peut être exposée (par l’eau potable, les aliments, les emballages alimentaires et les produits disponibles pour les consommateurs) a permis d’établir des marges d’exposition qui sont jugées suffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

L’évaluation des effets sur la santé humaine a pris en considération les sous-groupes de la population canadienne qui pourraient, en raison d’une plus grande vulnérabilité ou exposition, être plus à risque de subir des effets nocifs pour la santé. Ces sous-populations ont été prises en compte dans les résultats de l’évaluation des risques associés à certaines substances du groupe des phénols substitués.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente ébauche d’évaluation, il est proposé de conclure que les 15 substances du groupe des phénols substitués ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36 443‑68‑2 et 61788-44-1 satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE, et que les 11 autres substances du groupe des phénols substitués ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Il est également proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1 et 61788-44-1 répondent aux critères de persistance et de bioaccumulation, tandis que les substances des n^os CAS 128-37-0 et 36443-68-2 répondent aux critères de persistance, mais pas à ceux de bioaccumulation, tous deux énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

1. Introduction

En vertu de l'article 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE) (Canada 1999), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation des 15 substances appelées collectivement « groupe des phénols substitués » dans le Plan de gestion des produits chimiques, pour déterminer si ces substances présentent ou peuvent présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Treize substances du groupe des phénols substitués ont été jugées prioritaires aux fins d’évaluation, car elles répondent aux critères de catégorisation ou ont été jugées prioritaires par d’autres mécanismes (ECCC, SC [modifié en 2017]. Les deux autres substances de ce groupe ne répondaient pas aux critères de catégorisation. Cependant, elles ont été incluses dans la présente évaluation parce qu’elles ont été jugées prioritaires d’après l’approche d’établissement des priorités d’évaluation des risques (EPER) (ECCC, SC, 2015).

Les risques associés à 4 des 15 substances du groupe des phénols substitués pour l’environnement ont été caractérisés selon l’approche de Classification du risque écologique (CRE) des substances organiques (ECCC, 2016a; annexe A). Selon les données prises en compte dans l’approche de CRE (ECCC 2016b), on a déterminé que les substances des numéros 85-60-9, 2082-79-3, 6386-38-5 et 41484-35-9 au registre du Chemical Abstract Services (n^os CAS) ont un faible potentiel d’effet sur l’environnement. Ces résultats sont pris en compte dans la formulation des conclusions proposées en vertu de l’article 64 de la LCPE dans la présente évaluation.

Les substances des n^os CAS 85-60-9, 96-69-5, 96-76-4, 98-54-4, 128-37-0, 128-39-2, 2082-79-3, 6386-38-5, 41484-35-9 et 61788-44-1 ont déjà été évaluées par au moins l’une des organisations suivantes : l’Environmental Protection Agency (EPA) des États‑Unis, l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA), l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), le Comité mixte FAO/OMS d’experts des additifs alimentaires (JECFA) ou l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA). Ces évaluations ont fait l’objet d’un examen rigoureux (généralement par les pairs) et ont été approuvées. Santé Canada estime que ces évaluations faites à l’étranger sont fiables. En outre, les rapports d’évaluation initiale de l’ensemble des données de dépistage (EDD) de l’OCDE ont fait l’objet d’un examen rigoureux (notamment par les pairs) et ont été approuvés par les autorités gouvernementales concernées. Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada participent activement à ce processus et considèrent ces évaluations comme fiables. Ces évaluations ont alimenté la présente évaluation.

La présente ébauche d’évaluation tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, le danger, les utilisations et l’exposition, et comprend des données relevées de manière indépendante dans la littérature scientifique, générées à l’aide de modèles et soumises par les parties intéressées. Des données pertinentes ont été relevées jusqu’en avril 2022. Nous avons utilisé des données empiriques tirées d’études clés ainsi que certains résultats de modélisation pour formuler nos conclusions. Lorsqu’elles étaient disponibles et pertinentes, les données d’évaluations effectuées par d’autres autorités compétentes ont été utilisées.

Le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada a rédigé la présente ébauche d’évaluation. D’autres programmes de ces deux ministères y ont contribué. Les volets environnement et santé humaine de la présente évaluation ont fait l’objet d’un examen ou d’une consultation externes. Les parties techniques concernant l’environnement ont fait l’objet de commentaires de la part de Valérie Langlois de l’Institut national de la recherche scientifique, de Geoff Granville de GCGranville Consulting Corp. et de Connie Gaudet. Des commentaires concernant la partie technique sur la santé humaine ont été reçus de la part de Tetra Tech Inc. (Theresa Lopez, Jennifer Flippin et Joan Garey). Pour quatre de ces substances, le volet environnement de la présente évaluation repose sur le document décrivant la CRE (publié le 30 juillet 2016), qui a fait l’objet d’un examen externe par les pairs et d’une consultation publique de 60 jours. Bien que les commentaires de l’extérieur aient été pris en compte, le contenu définitif et les résultats de la présente évaluation demeurent la responsabilité de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada.

Pour la détermination de la conformité des substances aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE, les évaluations s’appuient sur des renseignements scientifiques essentiels, dont des informations, si elles sont disponibles, sur les sous-populations susceptibles d’être plus sensibles ou plus exposées, les environnements vulnérables et les effets cumulatifs^{Note de bas de page 2} , et en utilisent une approche fondée sur le poids des preuves et sur le principe de précaution^{Note de bas de page 3} . Cette évaluation, présente les données essentielles et les éléments sur lesquels se fondent les conclusions proposées.

2. Identité des substances

Les tableaux 2‑1 et 2‑2 ci‑dessous présentent des renseignements relatifs à l’identité des 15 substances du groupe des phénols substitués, notamment leur n^o CAS, leur nom sur la Liste intérieure des substances (LIS), leur structure chimique et leur masse moléculaire.

Sur les 15 substances du groupe, 14 sont des substances chimiques distinctes, dont un (1) phénol non encombré (n^o CAS 98-54-4) et 13 phénols partiellement ou entièrement encombrés avec un ou deux groupes tert-butyle adjacents au groupe hydroxyle (-OH) sur le noyau phényle (tableau 2-1). D’autres substituants en position para ou méta par rapport au groupe -OH peuvent également contribuer à l’encombrement stérique, bien que dans une moindre mesure.

 

^a Cette substance a été jugée prioritaire d’après d’autres mécanismes.
^b Cette substance a été jugée prioritaire d’après l’approche d’établissement des priorités d’évaluation des risques (EPER).

La quinzième substance (phénol styréné, n^o CAS 61788-44-1) est une substance UVCB (substance de composition inconnue ou variable, produit de réaction complexe ou matière biologique). Cette substance comporte au moins cinq composants, dont un phénol non encombré et quatre phénols partiellement ou totalement encombrés (tableau 2-2). Pour évaluer la substance UVCB sur le plan du potentiel de persistance, de la bioaccumulation, des effets sur les organismes, de l’exposition potentielle et du danger pour la santé humaine, on s’est fondé sur des données empiriques ainsi que sur les prévisions obtenues par modélisation de la substance et de ses différents composants.

Les proportions relatives de phénol monostyréné, distyréné et tristyréné varient dans les produits commerciaux, pour le même numéro CAS. Brooke et coll. (2009) ont présenté la composition de chaque composant dans plusieurs produits. La proportion (fourchette) de chaque composant est indiquée dans le tableau 2-3. Les composants de phénol distyréné et de phénol tristyréné représentent une partie importante de la composition de cette substance UVCB.

2.1 Choix des analogues et utilisation de modèles QSAR

Une méthode d’extrapolation tirant parti des données sur les analogues et des résultats de modèles de relation (quantitative) structure-activité (QSAR) a été employée, au besoin, pour les volets environnement et santé humaine de l’évaluation. Les analogues choisis étaient de structure ou de fonctions semblables à celles des substances de ce groupe (toxicocinétique et propriétés physico-chimiques similaires) et leurs données empiriques pertinentes pouvaient être extrapolées aux substances dont les données empiriques étaient insuffisantes. Ainsi, on a déterminé l’applicabilité des modèles QSAR au cas par cas. Les données obtenues par extrapolation et utilisées pour évaluer les risques pour l’environnement et la santé humaine associés aux substances de ce groupe sont présentées dans le tableau 2-4.

Abréviation : s.o. = sans objet.
^a Il s’agit d’une substance UVCB. Une extrapolation a été réalisée pour certains composants de cette substance et pour la substance de n^o CAS 61788-44-1 étant donné leurs similitudes structurales.

Comme aucune donnée empirique n’a été trouvée pour la substance de n^o CAS 35958‑30-6, on a employé les substances des nos CAS 88-24-4 et 119-47-1 comme analogues pour l’évaluer. Ces analogues ont été jugés appropriés pour l’extrapolation étant donné leurs similitudes structurales. Ils présentent la même orientation ortho des groupements hydroxyle par rapport au pont alkyle que le n^o CAS 35958-30-6, ainsi que celle des substituants tert-butyle similaires en position méta par rapport au pont alkyle. En outre, ils présentent des propriétés physico-chimiques semblables à celles de la substance de n^o CAS 35958-30-6 (annexe D). Il existe un EDD de l’OCDE pour le n^o CAS 119-47-1 (OCDE, 2003), qui a déjà été évalué par Environnement Canada et Santé Canada (EC, SC, 2009).

Le phénol comportant des groupements méthylstyrène (PMS) (n^o CAS 68512-30-1) a été choisi comme analogue de la substance UVCB (n^o CAS 61788-44-1). Les composants des deux substances sont structuralement similaires, sauf pour ce qui est du groupe méthyle sur le styrène des PMS. Les propriétés physico-chimiques et les données concernant le devenir et l’écotoxicité des composants des PMS sont prises en compte dans l’évaluation faute d’avoir des données empiriques pour les composants pertinents de la substance n^o CAS 61788-44-1.

3. Propriétés physico-chimiques

Les 15 substances du groupe des phénols substitués ont des propriétés physico‑chimiques diverses. Le tableau 3‑1 présente les principales propriétés physico‑chimiques de chacune de ces substances, et des détails supplémentaires sont présentés dans ECCC (2023). Les données obtenues par extrapolation à l’aide d’analogues et les prévisions des modèles QSAR disponibles ont été utilisées lorsque les données empiriques étaient limitées ou non disponibles.

 

Abréviations : K_oe = coefficient de partage octanol-eau; K_co = coefficient de partage carbone organique-eau.
^a Des tableaux détaillés des valeurs physico-chimiques pour chaque n^o CAS et les références associées sont présentés dans ECCC (2023). Aux fins de la modélisation, dans les cas où plusieurs valeurs étaient disponibles pour une même propriété, la moyenne géométrique de ces valeurs a été calculée et jugée appropriée pour certains n^os CAS (marqués par la lettre « g »). Pour le point de fusion, les données relevées ne varient pas beaucoup. Par conséquent, la moyenne mathématique a été calculée pour chaque n^o CAS (marquée par la lettre « a »). En l’absence de données empiriques, les valeurs modélisées ou estimées ont été prises en compte (marquées par la lettre « m »). La constante de la loi d’Henry a été calculée d’après la solubilité dans l’eau et la pression de vapeur.
^b ECHA, c2007-2017
^c Hawley, 2007
^d EPI Suite, c2000-2012
^e Lide, 2008
^f OECD QSAR Toolbox, 2017
^g Perry et Green, 1984
^h Chao et coll., 1983
ⁱ EC, 2008
^j Hansch et coll., 1995
^k OCDE, 2006
^l Neely et Blau, 1985
^m Spectrum, 2009
ⁿ ChemIDplus, 1993-
^o HSDB, 1983-
^p La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol monostyréné.
^q Brooke et coll., 2009
^r La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol distyréné.
^s La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol tristyréné.

4. Sources et utilisations

Plusieurs auteurs ont indiqué que les substances des nos CAS 98-54-4 et 128-37-0 sont présents à l’état naturel dans l’environnement (PubChem, 2004-; Bouftira et coll., 2007; Babu et Wu, 2008; Aourahoun et coll., 2014; Usman et coll., 2016; Gharbi et coll., 2017). Aucune autre substance du groupe des phénols substitués n’a été trouvée à l’état naturel dans l’environnement.

Chacune des substances de ce groupe a été déclarée dans au moins une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017). Les quantités fabriquées déclarées étant faibles (< 1 000 kg par an), la fabrication de phénols substitués n’est pas considérée comme une activité majeure au Canada. Le tableau 4‑1 résume les quantités totales fabriquées et importées ayant été déclarées au Canada pour les substances du groupe des phénols substitués (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017).

^a Les valeurs représentent les quantités déclarées en réponse aux enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017). Voir les enquêtes pour connaître les inclusions ou exclusions spécifiques (annexes 2 et 3).
^b Dans le cas des substances déclarées dans plusieurs enquêtes, les fourchettes des importations totales représentent la somme des quantités importées déclarées par toutes les entreprises dans l’une ou l’autre des enquêtes.

On dispose de peu de données sur la variabilité temporelle des quantités annuelles de phénols substitués utilisées dans l’industrie au Canada, par exemple, des données provenant des nombreuses enquêtes menées au fil des ans en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017) ou des enquêtes à participation volontaire. Les sources internationales de données indiquent clairement que les quantités sont variables. Les tendances internationales indiquent également que les substances sont utilisées en grandes quantités dans le monde et qu’il peut y avoir des augmentations et des sommets d’utilisation (CDR, 2016; SPIN, c2017). Certaines années, la quantité de phénols substitués utilisée dans un pays peut augmenter de centaines de milliers à des millions de kilogrammes par rapport à l’année précédente. Dans l’ensemble, l’utilisation de phénols substitués dans de nombreux secteurs industriels en Amérique du Nord a augmenté de 1,4 % entre 2014 et 2017 (Chinn et coll., 2018).

Les substances du groupe des phénols substitués sont principalement utilisées comme antioxydants dans de nombreux secteurs industriels. D’après les utilisations déclarées, ces substances se retrouvent principalement dans les types de produits suivants : lubrifiants, carburants, produits en plastique, produits en caoutchouc, peintures et revêtements (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017). Des quantités moindres sont utilisées dans les produits de soins personnels, comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, d’adhésifs, de produits d’étanchéité, de tissus et de textiles (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017). Les autres utilisations au Canada sont présentées dans le tableau 4-2.

^a Communication personnelle de la Direction des aliments (DA) de Santé Canada (SC) au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes (BERSE), SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^b Communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^c Communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^d Base de données sur les produits pharmaceutiques [modifiée en 2016].
^e BDIPSN [modifiée 2022]
^f BDPSNH [modifiée 20121
^g Santé Canada [modifié 2018]
^h Communication personnelle de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux (DSPCPD), SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^I Communication personnelle de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA), SC, au BERSE, SC, mars 2017; sans référence.

Selon les documents publiés, y compris les fiches de données de sécurité (FDS), les substances des nos CAS 118-82-1 (FDS, 2016) et 128-39-2 (FDS, 2015) peuvent être présentes dans les produits d’entretien d’automobile au Canada. La substance de n^o CAS 128-37-0 peut également être présente dans les assainisseurs d’air (FDS, 2014a), les bâtons lumineux (FDS, 2010a), les accessoires de chasse (FDS, 2014b) et d’autres produits de bricolage (FDS, 2014c) au Canada. La substance de n^o CAS 98-54-4 peut également être présente dans les agents de remplissage, les agents colorants ou odorants, et les produits de traitement de surface (AGDH, 2016). La substance de n^o CAS 36443-68-2 peut être employée dans les tissus et les textiles (US EPA, 2018), tandis que la substance de n^o CAS 61788-44-1 peut être présente dans les produits électroniques (FDS, 2014d) et la colle époxy pour le bois (FDS, 2013b) au Canada.

5. Rejets dans l’environnement

En général, les rejets ponctuels de substances du groupe des phénols substitués devraient se produire dans diverses applications industrielles. Les eaux de surface devraient être le principal milieu récepteur après le rejet de ces substances par les systèmes de traitement des eaux usées (STEU)^{Note de bas de page 4}  . Après avoir pénétré dans les eaux de surface, ces substances peuvent se répartir dans les sédiments dans une certaine mesure, selon leur solubilité dans l’eau et leurs coefficients de partage. Ces substances peuvent également pénétrer dans le sol par l’épandage des biosolides produits par les STEU, lesquels sont couramment utilisés pour l’enrichissement des sols.

Parmi les substances du groupe, la substance de n^o CAS 128-37-0 est la seule à avoir été déclarée à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) (INRP, 1994-2017). L’INRP fournit des renseignements sur les rejets et les transferts des principaux polluants au Canada. En 2017, une installation a déclaré avoir rejeté un (1) kg de la substance de n^o CAS 128-37-0 sur place.

On trouvera à la section 7.2 de la présente évaluation plus de renseignements sur la caractérisation de l’exposition découlant des rejets industriels.

6. Devenir et comportement dans l’environnement

6.1 Répartition dans l’environnement

Un modèle de fugacité de niveau III (New EQC, 2011) a été utilisé pour caractériser la répartition du bilan massique des substances du groupe des phénols substitués dans les différents milieux environnementaux. Les résultats du modèle concernant la répartition dans l’environnement prévue en cas de rejets dans l’eau sont présentés dans le tableau 6-1, tandis que les prévisions concernant les rejets dans d’autres milieux environnementaux sont présentées dans ECCC (2023).

D’après les résultats du modèle, si toutes ces substances sont rejetées dans l’eau (c’est-à-dire le principal milieu récepteur prévu), elles devraient y demeurer ou s’adsorber aux sédiments à des degrés divers (tableau 6-1). La répartition dans ces deux compartiments varie en fonction de la solubilité dans l’eau et du potentiel d’adsorption aux particules. La volatilisation de ces substances à partir des eaux de surface devrait être mineure.

En cas de rejets au sol, toutes ces substances devraient demeurer dans le milieu terrestre. Rien n’indique que ces substances se volatiliseraient à partir du sol. Bien que des rejets directs au sol ne soient pas prévus, des rejets indirects peuvent découler de l’épandage de biosolides provenant de STEU.

Toutes les substances du groupe des phénols substitués ont une pression de vapeur faible à modérée. En cas de rejets dans l’air, on peut s’attendre à ce que les substances ayant une pression de vapeur modérée y soient présentes dans une certaine mesure.

^a La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol monostyréné.
^b La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol distyréné.
^c La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB; les valeurs rapportées sont pour le phénol tristyréné.

6.2 Persistance dans l’environnement

Aucune donnée empirique sur la dégradation dans l’air n’a été trouvée pour les substances du groupe des phénols substitués. Les demi-vies modélisées des substances dans ce milieu vont de 0,6 à 10,8 heures (EPI Suite, c2000-2012; les détails sont présentés dans ECCC, 2023), ce qui semble indiquer une dégradation rapide dans l’air.

Pour le sol, des données empiriques de biodégradation ont été trouvées pour quatre substances (n^os CAS 96-76-4, 98-54-4, 118-82-1 et 128-37-0). Les demi‑vies rapportées sont inférieures à 50 jours (ECCC, 2023). Aucune donnée de demi-vie n’a été trouvée pour les substances dans les sédiments.

Des données empiriques sur la dégradation et la biodégradation dans l’eau ont été trouvées pour la plupart des substances du groupe des phénols substitués. Des analogues ont été utilisés dans quelques cas pour combler des lacunes dans les données, et on a utilisé des modèles (EPI Suite, c2000-2012 et CATALOGIC, 2016) pour obtenir des données complémentaires. Le tableau 6-2A présente l’essentiel des données empiriques sur les 14 substances distinctes dans l’eau. Pour des précisions, veuillez consulter le document d’ECCC de 2023. Les données pour la substance UVCB de n^o CAS 61788-44-1 sont présentées dans le tableau 6-3.

Abréviation : DBO = demande biologique en oxygène; LD = ligne directrice de l’OCDE pour les essais de produits chimiques. Pour la substance de no CAS 61788-44-1, des données empiriques ont été trouvées uniquement pour le phénol monostyréné. Des modèles QSAR ont été utilisés pour combler les lacunes dans les données. Le tableau 6-3 présente l’essentiel des données empiriques et des prévisionnelles des modèles pour cette substance UVCB. Pour des précisions, veuillez consulter le document d’ECCC de 2023.

Abréviation :LD = ligne directrice de l’OCDE pour les essais de produits chimiques
^a Comme il est indiqué dans EPI Suite (c2000-2012), les résultats sont classés comme suit dans les sous-modèles 3 et 4 de BIOWIN : 5 = heures, 4 = jours, 3 = semaines, 2 = mois, 1 = durée plus grande; les résultats sont classés comme suit dans les sous-modèles 5 et 6 de BIOWIN : ≥ 0,5 = rapidement dégradables, < 0,5 = non rapidement dégradables.

Compte tenu de tout ce qui précède, les données disponibles sur la dégradation indiquent que la substance de n^o CAS 98-54-4 se dégradera rapidement dans l’eau et le sol. Il est peu probable que les 13 autres substances distinctes se dégraderont rapidement, en particulier dans l’eau. Elles devraient donc persister et avoir un long temps de séjour dans l’environnement. Étant donné que les données empiriques pour le phénol monostyréné et les modèles pour le phénol distyréné et le phénol tristyréné ne prévoient pas de dégradation rapide, on s’attend donc à ce que la substance de n^o CAS 61788-44-1 persiste dans l’environnement.

6.3 Potentiel de bioaccumulation

Des données empiriques sur la bioaccumulation ont été trouvées pour la plupart des substances du groupe des phénols substitués. On a utilisé les données de substances analogues et les prévisions des modèles (Arnot and Gobas 2004; Arnot et al. 2008b; CATALOGIC 2016; EAS-E Suite (Ver.0.97 - BETA, sortie juin 2023); EPI Suite c2000-2012) pour combler les lacunes dans les données.

Les substances dont le log K_oe est supérieur à 9 (c’est-à-dire les substances des substances des nos CAS 2082-79-3, 4221-80-1 et 41484-35-9) seront fortement adsorbées aux particules solides dans des conditions naturelles et il est donc peu probable qu’elles soient biodisponibles pour être absorbées aux organismes aquatiques ou terrestres. Ces substances ne sont pas couvertes par les modèles de bioaccumulation. Toutefois, compte tenu de leur faible solubilité dans l’eau et de leur log K_oe supérieur à 9, leur potentiel de bioaccumulation est jugé très faible.

Pour les 12 autres substances dont le log K_oe est inférieur à 9, les tableaux 6‑4 et 6‑5 présentent les principales données empiriques et les prévisions des modèles pour les 11 substances distinctes et la substance UVCB, respectivement. Des données plus détaillées figurent dans le document d’ECCC de 2023. En outre, les taux métaboliques (k_M) pour ces substances ont été estimés en utilisant les modèles QSAR appropriés et en prenant en considération les valeurs empiriques de log K_oe et des facteurs de bioconcentration (FBC), si disponibles.

Les données disponibles indiquent que sur les 11 substances distinctes dont le log K_oe est inférieur à 9, la substance de n^o CAS 118-82-1 présente un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes, tandis que les 10 autres substances ne devraient pas présenter un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes (tableau 6-4).

Abréviations : K_oe = coefficient de partage n-octanol-eau; FBC = facteur de bioconcentration; FBA = facteur de bioaccumulation; k_M = (constante du) taux métabolique.
^a Toutes les valeurs FBA et k_M ont été calculées par modélisation, car on n’a trouvé aucune valeur empirique valide de ce paramètre pour les substances de ce groupe.
^b EPI Suite, c2000-2012
^c US EPA, 2010
^d ECHA, c2007-2017
^e Arnot et coll., 2008a, 2008 b
^f J-CHECK, c2010-
^g OCDE, 2002
^h Arnot et al. 2004
ⁱ EAS-E Suite (Ver.0.97 - BETA, sortie juin 2023)
^j CATALOGIC 2016

Pour la substance UVCB (n^o CAS 61788-44-1), le tableau 6-5 présente les données empiriques trouvées et les prévisions des modèles pour tous les composants. Les données disponibles indiquent que le composant phénol monostyréné présente une bioaccumulation plus faible. Cependant, une valeur élevée du FBC mesuré et quelques valeurs modélisées modérées à élevées du FBC et du facteur de bioaccumulation (FBA) ont été rapportées pour le phénol distyréné et le phénol tristyréné. Les valeurs k_M prévues pour ces composants sont faibles également. Ces données semblent indiquer un potentiel de bioaccumulation élevé associé à ces deux composants. Il est à noter que le phénol distyréné et le phénol tristyréné représentent une fraction appréciable de la composition (23 % à 52 % et 43 % à 70 %, respectivement) de cette substance UVCB (voir le tableau 2-3). Par conséquent, cette substance (n^o CAS 61788-44-1) devrait présenter un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes.

Abréviations : K_oe = coefficient de partage n-octanol-eau; FBC = facteur de bioconcentration; FBA = facteur de bioaccumulation; k_M = (constante du) taux métabolique.
^a Toutes les valeurs FBA et k_M ont été modélisées, car on n’a trouvé aucune valeur empirique valide de ce paramètre pour les composants de la substance de n^o CAS 61788-44-1.
^b J-CHECK, c2010-
^c ECHA, c2007-2017
^d Arnot et coll., 2008a, 2008b
^e Arnot et Gobas, 2004
^f  EAS-E Suite (Ver.0.97 - BETA, sortie juin 2023)
^g Brooke et coll., 2009

6.4 Résumé sur la persistance dans l’environnement et le potentiel de bioaccumulation

Sur les 14 substances distinctes du groupe des phénols substitués, la substance de n^o CAS 98-54-4 devrait subir une dégradation rapide dans l’environnement et présenter un faible potentiel de bioaccumulation dans les organismes. La substance de n^o CAS 118-82-1 est jugée persistante dans l’environnement et fortement bioaccumulable dans les organismes. Les 12 autres substances distinctes du groupe devraient persister dans l’environnement, avec un potentiel faible à modéré de bioaccumulation dans les organismes.

Pour ce qui est de la substance UVCB (n^o CAS 61788-44-1), le composant phénol monostyréné devrait persister dans l’environnement, mais ne pas se bioaccumuler dans les organismes. Cependant, les deux autres composants, le phénol distyréné et le phénol tristyréné, devraient persister dans l’environnement et être fortement bioaccumulables dans les organismes, et constituer une grande partie de la composition de cette substance UVCB (tableau 2-3). Par conséquent, la substance de n^o CAS 61788-44-1 est considérée comme persistante dans l’environnement et bioaccumulable dans les organismes.

7. Potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement

L’approche de la CRE pour les substances organiques (ECCC 2016a, 2016b) a permis de caractériser 4 des 15 substances du groupe des phénols substitués, et de déterminer qu’elles présentent un faible risque pour l’environnement. Pour de plus amples renseignements sur l’approche CRE, veuillez consulter l’annexe A. Les résultats de la classification sur le plan du danger et de l’exposition pour ces quatre phénols substitués sont présentés dans le tableau 7-1.

D’après les données examinées dans le cadre de la CRE, la substance de n^o CAS 85-60-9 a été classée comme substance présentant un faible potentiel d’exposition. Cependant, elle présente un potentiel de danger élevé en raison d’alertes structurales déterminées à l’aide de la boîte à outils QSAR de l’OCDE (OECD QSAR Toolbox, 2014), qui indique qu’il s’agit d’un ligand potentiel pour les récepteurs endocriniens. Cette substance a également été classée comme ayant un potentiel élevé de causer des effets nocifs pour les réseaux trophiques aquatiques en raison de son potentiel de bioaccumulation. Initialement, la substance de n^o CAS 85-60-9 avait été classée comme substance présentant un potentiel modéré de risque pour l’environnement. Toutefois, le classement du risque a été ramené à une valeur de risque plus faible après l’ajustement des classements des risques à la lumière des quantités déclarées (voir la section 7.1.1 du document décrivant l’approche CRE, le document d’ECCC, 2016a). Les effets potentiels et leur manifestation possible dans l’environnement n’ont pas été étudiés en profondeur étant donné la faible exposition à cette substance. À la lumière des profils d’emploi actuels, il est peu probable que la substance de n^o CAS 85-60-9 soit préoccupante pour l’environnement au Canada.

D’après les données examinées dans le cadre de la CRE, la substance de n^o CAS 2082-79-3 a été classée comme substance présentant un potentiel d’exposition élevé, en raison de sa grande persistance globale et des grandes quantités utilisées déclarées, d’après les données soumises en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2013). Cependant, le potentiel de danger de cette substance a été jugé faible, et elle a donc été classée comme substance présentant un faible risque pour l’environnement. Bien que les quantités déclarées se traduisent par un potentiel d’exposition élevé, il est peu probable que la substance de n^o CAS 2082-79-3 soit préoccupante pour l’environnement au Canada en raison de son faible potentiel de danger.

Compte tenu des classements de faible danger et de faible exposition fondés sur les données examinées dans la CRE, la substance de n^o CAS 6386-38-5 a été classée comme ayant un faible potentiel de risque pour l’environnement. Il est peu probable que cette substance suscite des préoccupations pour l’environnement au Canada.

D’après les données examinées dans le cadre de la CRE, la substance de n^o CAS 41484-35-9 présente un potentiel d’exposition modéré, en raison de sa grande persistance et des quantités modérées déclarées en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2013). Selon la CRE, cette substance présente un faible risque pour l’environnement. Compte tenu du potentiel d’exposition modéré et de son faible danger, il est peu probable que la substance de n^o CAS 41484-35-9 soit préoccupante pour l’environnement au Canada.

Il est à noter que les substances dont le log K_oe est inférieur ou égal à 8,2 sont les formes les plus biodisponibles. On a pu observer en laboratoire un degré de bioconcentration de faible à modéré pour les valeurs de log K_oe allant jusqu’à 9 pour certains esters phtaliques et siloxanes cycliques à longue chaîne, mais en utilisant des solvants dans les essais. Par mesure de précaution, les substances dont le log K_oe est inférieur à 9 ont été jugées biodisponibles aux fins de la présente évaluation des risques pour l’environnement. Pour une substance (n^o CAS 4221-80-1) du groupe des phénols substitués, une valeur log K_oe supérieure à 9 a été rapportée. D’après les données toxicologiques disponibles, la substance de n^o CAS 4221-80-1 ne causerait aucun effet sur les organismes aquatiques à sa concentration de saturation dans l’eau ou en deçà (ECCC 2023). Bien que, selon l’approche de CRE, cette substance ne soit pas préoccupante sur le plan environnemental, elle ne devrait pas être biodisponible et, selon les données disponibles sur sa toxicité, cette substance n’aurait pas d’effet sur les organismes à sa limite de saturation dans l’eau ou en deçà. Par conséquent, son risque pour l’environnement n’a pas été caractérisé davantage.

En résumé, la caractérisation des risques pour l’environnement dans la présente évaluation a porté sur les 10 substances suivantes : n^os CAS 96-69-5, 96-76-4, 98-54-4, 118-82-1, 128-37-0, 128-39-2, 1843-03-4, 35958-30-6, 36443-68-2 et 61788-44-1.

7.1 Évaluation des effets sur l’environnement

7.1.1 Mode et mécanisme d’action

La manière dont une substance chimique réagit avec les tissus biologiques et exerce sa toxicité globale (c’est-à-dire son mode d’action) est importante pour déterminer son potentiel de danger. Du point de vue écotoxicologique, on peut faire une distinction entre la puissance des substances ayant un mode d’action narcotique de celles ayant un mode d’action non narcotique. Le mode d’action narcotique est associé à une interaction non spécifique nuisible d’un produit chimique avec les membranes cellulaires et est également appelé toxicité de base. Un mode d’action non narcotique est appelé toxicité excessive (réactive et à action spécifique) et est généralement associé au potentiel de causer des effets à long terme à des concentrations tissulaires plus faibles.

Pour déterminer si les substances du groupe des phénols substitués ont un mode d’action narcotique ou non narcotique, les études ont fait appel à des modèles QSAR (TEST, 2016; OECD QSAR Toolbox, 2017) et calculé les résidus corporels critiques (RCC)^{Note de bas de page 4}  et l’activité chimique^{Note de bas de page 5} . Étant donné que certains phénols peuvent avoir des effets sur le système endocrinien en simulant l’activité des œstrogènes naturels, le potentiel de liaison aux récepteurs des œstrogènes a été évalué séparément à l’aide d’une combinaison des données in vitro disponibles et des données prévisionnelles de QSAR (Ogawa et coll., 2006; OECD QSAR Toolbox, 2017; OCDE, 2018; Webster et coll., 2019).

Le tableau 7‑2 présente les principaux modes d’action et les valeurs de liaison aux récepteurs des œstrogènes. Dix substances du groupe des phénols substitués présentent un mode d’action narcotique. Un consensus concernant les données disponibles a confirmé le potentiel de liaison des récepteurs des œstrogènes pour les substances phénoliques non encombrées du groupe (la substance de n^o CAS 98-54-4 et le phénol monostyréné de la substance UVCB de n^o CAS 61788-44-1) (Ogawa et coll., 2006; OECD QSAR Toolbox, 2017; OCDE, 2018; Webster et coll., 2019). Le potentiel de liaison aux récepteurs des œstrogènes a été pris en compte pour déterminer les facteurs d’évaluation (FE) utilisés pour calculer les concentrations estimées sans effet (CESE) de ces deux substances, étant donné que le mode d’action non narcotique potentiel n’est pas pris en compte dans la détermination du mode d’action consensuel.

Le reste du groupe est constitué de phénols partiellement ou totalement encombrés (c’est-à-dire avec des substituants liés à une ou aux deux positions ortho du groupe hydroxyle, respectivement). Les données QSAR indiquent que trois phénols partiellement encombrés (n^os CAS 85-60-9, 96-69-5 et 96-76-4) sont des ligands forts ou très forts aux récepteurs des œstrogènes. Toutefois, les données in vitro indiquent également que ces substances pourraient présenter un potentiel de liaison négligeable aux récepteurs des œstrogènes (Ogawa et coll., 2006; OCDE, 2018; Webster et coll., 2019). Les substances restantes ne sont pas considérées comme des ligands en raison de l’encombrement stérique à leurs sites de liaison ou de leur masse moléculaire élevée, ce qui réduit leur potentiel de liaison aux récepteurs des œstrogènes.

Abréviations : QSAR = relation structure-activité (quantitative); RE = récepteurs endocriniens ou des œstrogènes.
^a Les modèles QSAR utilisés comprennent : Verharr Class (OECD QSAR Toolbox, 2017), Toxicity Estimation Software Tool (TEST, 2016), et OASIS (OECD QSAR Toolbox, 2017).
^b Le seuil des RCC pour un mode d’action non narcotique est < 0,3 mmol/kg.
^c Le seuil de l’activité chimique pour un mode d’action non narcotique est < 0,01 (sans unité).
^d Ogawa et coll., 2006; OECD QSAR Toolbox, 2017; OCDE, 2018; Webster et coll., 2019
^e Pour cette substance, il y avait absence de consensus entre les modèles QSAR (potentiel de liaison aux récepteurs des œstrogènes) et les données in vitro (aucun potentiel de liaison aux récepteurs des œstrogènes). Toutefois, les résultats in vitro ont été appliqués.
^f L’alerte de liaison aux récepteurs des œstrogènes, selon la QSAR Toolbox de l’OCDE (2017), est basée sur les résultats du phénol monostyréné de cette substance UVCB.

Cependant, il convient de noter qu’au cours de la métabolisation, une hydroxylation de l’alkyle de la fraction alkyle phénol d’une substance phénolique substituée peut se produire. Les effets associés aux métabolites ne seront donc pas pris en compte dans la modélisation des composés d’origine. Par conséquent, les données concernant la toxicité chronique, qui représentent mieux les éventuels effets à long terme sur la reproduction et le développement associés à une perturbation endocrinienne, sont à privilégier pour la caractérisation des effets.

7.1.2 Effets environnementaux chez les organismes vivant dans les milieux aquatiques, les sédiments et les sols

Étant donné qu’aucun rejet dans l’atmosphère n’est prévu et que les substances du groupe des phénols substitués ne devraient pas rester de manière appréciable dans l’air (en raison de leur pression de vapeur faible à modérée), les effets dans l’air n’ont pas été évalués.

Des données sur la toxicité aiguë et chronique chez les poissons et les invertébrés, ainsi que dans les algues, ont été trouvées pour la majorité des substances du groupe des phénols substitués. Pour des précisions sur ces données et sur les références, veuillez consulter le document d’ECCC de 2023. D’après les données disponibles sur la toxicité et la solubilité dans l’eau, les substances des nos CAS 96-69-5, 96-76-4, 98‑54‑4, 128-37-0, 128-39-2, 36443-68-2 et 61788-44-1 devraient être modérément à hautement toxiques dans le milieu aquatique. La toxicité aiguë chez les organismes aquatiques est égale ou inférieure à 1 mg/L, et la toxicité chronique chez ces organismes est égale ou inférieure à 0,1 mg/L (ECCC, 2023).

Aucune donnée empirique de toxicité chez les espèces vivant dans les sédiments n’a été trouvée pour les substances de ce groupe.

Des données sur la toxicité dans les sols ont été trouvées pour les substances des nos CAS 96-76-4, 118-82-1 et 128-39-2, ainsi que pour les analogues des n^os CAS 35958-30-6 et 36443-68-2. Pour des précisions sur les données écotoxicologiques, veuillez consulter le document d’ECCC de 2023.

7.1.3 Méthode d’évaluation des effets sur l’environnement

L’approche privilégiée pour l’évaluation des effets des substances de ce groupe consiste à sélectionner une valeur critique de toxicité (VCT) dans l’ensemble des données empiriques disponibles sur la toxicité (ou à procéder par extrapolation avec les analogues des substances pour lesquelles on ne disposait pas de données empiriques). Une CESE pour le compartiment environnemental pertinent est ensuite extrapolée à partir de la VCT, avec l’application d’un facteur d’évaluation.

 

$\mathrm{CESE} = \frac{\mathrm{Valeur critique de toxicité}}{\mathrm{Facteur d\text{'}évaluation}}$

 

Le facteur d’évaluation (FE) est le produit des facteurs de la normalisation des paramètres (F_NP), de la variabilité interspécifique (F_VI) et du mode d’action (F_MA) (en d’autres mots, FE = F_NP × F_VI × F_MA). Le facteur de normalisation des paramètres (F_NP) est utilisé pour tenir compte de l’extrapolation d’un effet toxique rapporté dans une étude à un effet à long terme, à un effet sublétal et à un effet nul. Le facteur de la variabilité interspécifique (F_VI) est déterminé d’après le nombre d’espèces différentes dans les principaux groupes d’organismes (l’identité des groupes varie selon le milieu environnemental) pour lesquels l’ensemble de données dispose de données empiriques. Le facteur du mode d’action (F_MA) est appliqué pour tenir compte d’un mode d’action non narcotique connu ou présumé.

Dans les cas où les CESE n’ont pas pu être calculées d’après une VCT, principalement en raison du nombre limité de données toxicologiques empiriques, ces valeurs ont été extrapolées à l’aide de l’approche des RCC. L’approche des RCC suppose qu’une substance peut avoir un effet létal lorsque son accumulation dans les tissus d’un organisme atteint une concentration critique. Pour les produits chimiques narcotiques neutres, il a été montré que les concentrations internes entraînant la mort sont relativement constantes et se situent entre 2 et 8 mmol/kg pour les expositions aiguës et entre 0,2 et 0,8 mmol/kg pour les expositions chroniques (McCarty, 1986; van Hoogen et Opperhuizen, 1988; McCarty et Mackay, 1993; McCarty et coll., 1985, 1991, 2013). La concentration critique (exprimée par RCC₅₀) peut être calculée à l’aide du potentiel de bioaccumulation dans un milieu environnemental et de l’exposition de l’environnement requise pour causer un effet létal sur les organismes (exprimé par CL_50-externe).

 

${\mathrm{RCC}}_{50} = \mathrm{bioaccumulation} \times C{L}_{50-\mathrm{externe}}$

 

Comme la plupart des substances de ce groupe devraient avoir un mode d’action narcotique, une valeur RCC₅₀ chronique d’environ 0,3 mmol/kg (soit la valeur médiane de la plage de 0,2 à 0,8 mmol/kg décrite dans le paragraphe précédent) est utilisée pour obtenir par extrapolation la valeur CL_50-externe narcotique. Les mesures pertinentes du potentiel de bioaccumulation sont prises en compte par un FBA pour un certain milieu environnemental (par exemple le FBA pour le milieu aquatique). On peut alors calculer une CESE en appliquant un facteur d’évaluation ainsi que la valeur de normalisation en unités de masse (p. ex., µg/L), tout en tenant compte de la masse moléculaire (MM) :

 

$\mathrm{CESE} = \frac{{\mathrm{RCC}}_{50}{ \mathrm{chronique}}_{} }{(\mathrm{bioaccumulation} \times {\mathrm{facteur\; d\text{'}évaluation}}_{})} \times MM$

$$

7.1.4 Concentrations estimées sans effet chez les organismes aquatiques

Les données toxicologiques inférieures aux valeurs de solubilité dans l’eau de chaque substance ont été utilisées pour sélectionner les VCT afin de calculer les CESE chez les organismes aquatiques. En ce qui concerne les substances dont les valeurs des données toxicologiques disponibles dépassaient la valeur de la solubilité dans l’eau, l’approche des RCC a été utilisée à la place.

Les VCT aquatiques inférieures aux limites respectives de solubilité dans l’eau ont été établies pour ces six substances. Le tableau 7-3 présente les renseignements essentiels relatifs à l’ensemble de données, au choix des VCT, à la détermination des facteurs d’évaluation et à l’extrapolation des CESE pour chacune des substances. Pour des précisions sur les données écotoxicologiques, veuillez consulter le document d’ECCC de 2023.

Abréviations : VCT = valeur critique de toxicité; FE = facteur d’évaluation; F_NP = facteur de normalisation du paramètre; F_VI = facteur de variabilité interspécifique; F_MdA = facteur du mode d’action; CESE = concentration estimée sans effet; CL₅₀ = concentration létale médiane; CE₅₀ = concentration d’une substance dont on estime qu’elle provoque un certain effet sur 50 % des organismes d’essai; CSEO = concentration sans effet observé.
^a Les données toxicologiques pour un phénol distyréné ont été utilisées pour représenter la toxicité de tous les composants de la substance UVCB (n^o CAS 61788-44-1). Toutefois, l’identité du phénol distyréné n’a pas été précisée (Brooke et coll. 2009).

L’approche des RCC a été utilisée pour rétrocalculer les CESE aquatiques de trois substances dont les effets toxicologiques n’étaient pas applicables, car leurs concentrations dépassaient les limites de solubilité dans l’eau. Les CESE des substances des nos CAS 118-82-1 et 35958-30-6 calculées à l’aide de l’approche des RCC étaient du même ordre de grandeur que leurs limites de solubilité dans l’eau (tableau 7-4) et ont été jugées appropriées pour être utilisées dans la caractérisation des risques. La CESE établie selon l’approche des RCC pour la substance de n^o CAS 1843‑03‑4 était supérieure de plus d’un ordre de grandeur à sa limite de solubilité dans l’eau, et il serait donc peu probable que cette substance cause des effets à sa limite de solubilité dans l’eau ou en deçà de celle‑ci.

Abréviations : FBA = facteur de bioaccumulation; FE = facteur d’évaluation; F_NP = facteur de normalisation du paramètre; F_VI = facteur de variabilité interspécifique; F_MA = facteur du mode d’action ; CESE = concentration estimée sans effet.

Comme nous l’avons indiqué précédemment, parmi les 11 substances du groupe, la substance de n^o CAS 4221-80-1 possède un log K_oe supérieur à 9 et ne devrait pas être biodisponible pour les organismes. En ce qui concerne la substance de n^o CAS 1843‑03‑4, les données toxicologiques rapportées pour cette substance dépassaient les limites de sa solubilité dans l’eau. La CESE aquatique calculée selon l’approche des RCC dépassait également les limites de sa solubilité dans l’eau. Cette substance ne devrait donc pas causer d’effets nocifs dans les organismes à sa valeur de solubilité dans l’eau ou en deçà.

Les CESE aquatiques pour les neuf autres substances sont présentées dans le tableau 7-5, et on y indique si elles ont été obtenues à partir des données empiriques sur la toxicité ou si elles ont été calculées à l’aide de l’approche des RCC.

Abréviations : CESE = concentration estimée sans effet; RCC = résidus corporels critiques; s.o. = sans objet.
^a La CESE aquatique a été obtenue selon l’approche des RCC lorsque les données toxicologiques disponibles dépassaient les limites de solubilité dans l’eau.
^b Les données toxicologiques rapportées pour cette substance dépassaient les limites de sa solubilité dans l’eau.

7.1.5 Concentrations estimées sans effet chez les organismes vivant dans les sédiments

Il est à noter que les seuils des RCC sont tirés de la littérature scientifique qui portait sur le milieu aquatique. Par conséquent, les CESE chez les organismes vivant dans les sédiments n’ont pas été calculées pour l’évaluation des risques pour l’environnement.

7.1.6 Concentrations estimées sans effet chez les organismes vivant dans les sols

Le tableau 7-6 présente l’essentiel des VCT choisies, des FE et les CESE obtenues par extrapolation pour ces cinq substances. Ces données semblent indiquer que la toxicité était faible à modérée chez les organismes vivant dans le sol. L’approche des RCC n’est pas utilisée pour calculer les CESE dans les sols pour les huit autres substances, car aucune donnée toxicologique dans les sols n’a été trouvée pour elles.

Abréviations : VCT = valeur critique de toxicité; FE = facteur d’évaluation; F_NP = facteur de normalisation du paramètre; F_VI = facteur de variabilité interspécifique; F_MA = facteur du mode d’action; CESE = concentration estimée sans effet; CSEO = concentration sans effet observé; CL₅₀ = concentration létale médiane; CI₅₀ = concentration estimée d’une substance qui cause une inhibition de la croissance de 50 % chez les organismes soumis à l’essai.

7.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Étant donné qu’on ne prévoit pas de rejet dans l’atmosphère et que ces substances ne devraient pas y rester de manière appréciable (en raison de leur pression de vapeur faible à modérée), l’exposition dans l’air n’a pas été évaluée.

Dans le milieu aquatique, l’exposition a été estimée d’après les données disponibles. Les concentrations estimées dans l’environnement (CEE) dans le milieu aquatique ont été calculées dans divers scénarios. Les CEE dans les sols ont été calculées pour les cinq substances pour lesquelles on disposait de données toxicologiques empiriques.

Les estimations de l’exposition aux substances restantes dans les sédiments et les sols ont été prises en compte comme données complémentaires, en raison des incertitudes élevées associées aux estimations des RCC dans ces milieux. Les CEE calculées sont présentées dans le document d’ECCC de 2023.

Les principales sources de données qui ont contribué à l’évaluation de l’exposition sont les enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017). Toutefois, d’autres sources de données ont également été prises en compte, comme les renseignements supplémentaires fournis par l’industrie, les renseignements fournis par les producteurs et les importateurs d’essence au Canada, conformément aux exigences du Règlement n^o 1 concernant les renseignements sur les combustibles (car ces substances sont des additifs de combustibles) et les renseignements publics sur les activités des entreprises qui déclarent l’importation de phénols substitués. Les renseignements tirés des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE proviennent des années de déclaration 2008, 2011 ou 2016. Aux fins de la présente évaluation de l’exposition de l’environnement, on a supposé que les données des enquêtes tenaient compte des profils d’emploi actuels des substances dans l’industrie, sauf lorsque des renseignements plus récents étaient disponibles (par exemple, des renseignements supplémentaires fournis par l’industrie).

Les phénols substitués servent principalement d’antioxydants dans une grande variété d’applications industrielles, commerciales et grand public. D’après les utilisations déclarées des substances (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017; renseignements reçus conformément au Règlement n^o 1 concernant les renseignements sur les combustibles), au Canada, les phénols substitués sont principalement employés dans la formulation industrielle des produits suivants : additifs pour lubrifiants et carburants, additifs pour plastiques et caoutchouc, lubrifiants, carburants, produits en plastique, produits en caoutchouc, peintures, revêtements, et produits de soins personnels (voir la section 4 pour de plus amples renseignements). Un scénario a également été élaboré pour inclure les produits de soins personnels. Le tableau 7-7 présente les scénarios d’exposition pertinents associés à chaque substance du groupe, d’après les renseignements communiqués, ainsi que la contribution relative (en % de la masse dans chaque secteur) de chaque substance. Les entreprises déclarantes ont été associées aux différents secteurs industriels pertinents d’après les renseignements fournis en réponse aux enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE, et selon d’autres renseignements pertinents qui ont pu être obtenus sur le secteur d’activité. Étant donné que toutes les entreprises déclarantes ne sont pas nécessairement des utilisateurs industriels des substances, seules les entreprises dont on pense qu’elles exercent des activités industrielles faisant appel à ces substances, par exemple, les entreprises de formulation (c’est-à-dire qui ne sont pas des distributeurs), ont été prises en compte. Lorsqu’ils étaient disponibles, les renseignements sur les clients des distributeurs ont également été pris en compte. Si une substance n’avait pas été déclarée pour une utilisation donnée, elle était exclue du scénario d’exposition correspondant et aucune CEE n’était calculée (ce qui correspond aux blancs dans le tableau 7-7).

L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais cette substance n’a pas été prise en compte dans l’analyse de l’exposition, car on ne disposait d’aucun renseignement sur les clients (c’est-à-dire que les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs précis au Canada). Les concentrations ont néanmoins été calculées d’après des paramètres standards, selon l’hypothèse que cette substance aurait pu être utilisée dans tout secteur indiqué pour ces phénols substitués. Toutefois, ces valeurs ne sont pas présentées, à cause des grandes incertitudes qui y sont associées. Aucune des CEE calculées pour la substance de n^o CAS 35958-30-6 ne dépassait la CESE aquatique.

Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de produits en caoutchouc.
^f Formulation de peintures et revêtements.
^g Formulation de produits de soins personnels.
^h Formulation de carburants.
ⁱ L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs industriels précis.

Le tableau 7-7 montre que de nombreuses substances du groupe des phénols substitués sont utilisées dans les mêmes secteurs industriels au Canada. Des données supplémentaires tirées des fiches signalétiques et des fiches de données de sécurité montrent que plusieurs phénols substitués peuvent être employés dans un même produit. De plus, et comme toutes les substances du groupe jouent généralement le rôle d’antioxydant, il est probable que certains phénols substitués puissent être utilisés de manière interchangeable dans certaines formulations de produit. Cependant, en raison des différences de propriétés physico-chimiques, des taux d’élimination des eaux usées et de la grande variabilité des formulations de produit parmi des types de produit similaires, l’analyse de l’exposition a été effectuée pour chaque substance séparément. Ces scénarios tiennent compte uniquement des secteurs où les quantités utilisées sont les plus élevées, et une substance peut être employée dans un secteur qui n’est pas mentionné dans le tableau 7-7.

Bien qu’il puisse y avoir des rejets de phénols substitués provenant de produits formulés contenant ces substances, le seul scénario d’utilisation pris en compte quantitativement dans la présente évaluation de l’exposition de l’environnement porte sur les rejets dus à l’utilisation de produits de soins personnels. Cela est principalement dû au manque de données spécifiques sur l’ampleur, la fréquence et la nature dispersive des rejets dus à l’utilisation de lubrifiants, de carburants, de peintures et de revêtements, ainsi que de produits en plastique et en caoutchouc contenant des phénols substitués. En outre, la quantité de phénols substitués utilisés dans les applications finales dans l’industrie, le commerce et les produits disponibles pour les consommateurs est plus faible à chaque point de rejet que la quantité qui devrait être manipulée dans les sites de formulation industrielle, qui nécessitent de grandes quantités de substances brutes en un même endroit. Enfin, de nombreux produits contenant ces substances (par exemple, les lubrifiants) sont recueillis en fin de vie conformément aux exigences provinciales et ces déchets font ensuite l’objet d’un traitement spécialisé, ce qui devrait réduire leurs quantités dans l’environnement. Il n’existe pas de données concernant les rejets de phénols substitués en fin de vie et lors du recyclage des produits en plastique et en caoutchouc. Par conséquent, ces sources potentielles ne sont pas prises en compte dans la présente évaluation de l’exposition de l’environnement.

Selon les renseignements reçus de l’industrie, deux phénols substitués (n^os CAS 98‑54‑4 et 61788-44-1) sont également présents dans les revêtements de protection et les revêtements marins. Ces revêtements ne sont pas formulés au Canada. Ils sont donc importés et sont associés à diverses applications professionnelles. Les quantités déclarées associées aux revêtements marins sont minimes. Pour la substance de n^o CAS 98-54-4, les quantités déclarées associées aux revêtements de protection sont plus élevées. Toutefois, les rejets en milieu aquatique découlant de leur utilisation devraient être faibles. Compte tenu de la description des produits, on s’attend à ce que ceux-ci soient employés dans des projets à petite échelle, par exemple, l’entretien et les réparations, qui donnent lieu à des rejets dispersés plutôt qu’à des rejets concentrés sur des sites industriels. Étant donné cette information, les CEE n’ont pas été calculées pour ce scénario.

On a calculé des CEE génériques dans le milieu aquatique (section 7.2.3, tableau 7-8) et dans les sols des cinq substances pour lesquelles il existe des données toxicologiques empiriques et pour chaque substance déclarée être importée par des entreprises associées à chacun des secteurs industriels concernés. Lorsque les CEE génériques indiquaient un risque pour l’environnement, une analyse plus approfondie a été réalisée à l’aide des paramètres propres aux installations industrielles des entreprises qui avaient déclaré l’importation de phénols substitués au Canada. Compte tenu de l’incertitude associée à certains paramètres utilisés dans les scénarios génériques, cette analyse complémentaire a permis d’approfondir l’analyse des risques. La publication d’ECCC de 2023 présente une description et des renseignements supplémentaires concernant les scénarios d’exposition et les paramètres d’entrée connexes pour tous les milieux environnementaux en question. Les CEE génériques dans les sols pour les substances restantes et dans les sédiments ont également été calculées et sont présentées dans le document d’ECCC de 2023.

7.2.1 Données de surveillance environnementale

Aucune donnée de surveillance dans les milieux environnementaux (par exemple, eaux de surface, sédiments, sols, air ambiant) n’a été trouvée pour les substances du groupe des phénols substitués au Canada. Cependant, les concentrations mesurées dans des échantillons d’influents, d’effluents et de biosolides provenant de STEU canadiens sélectionnés ont été rapportées pour huit substances du groupe. Ces substances ont été détectées dans des échantillons prélevés dans les influents et les effluents de STEU primaires, secondaires et lagunaires (Lu et coll. 2019). Les concentrations médianes de sept substances dans les influents étaient comprises entre 7,5 ng/L et 746 ng/L. La concentration médiane de la substance de n^o CAS 96‑69‑5 dans les influents n’a pas pu être calculée en raison d’une faible fréquence de détection. Cependant, la faible fréquence de détection signalée pour la substance de n^o CAS 96‑69‑5 a été calculée pour 12 STEU canadiens surveillés qui ne reçoivent peut-être pas d’influents provenant d’utilisateurs industriels pertinents. Les concentrations médianes des huit substances dans les effluents étaient toutes inférieures aux seuils de quantification de la méthode. Toutefois, elles variaient des valeurs inférieures aux seuils de détection jusqu’à 520 ng/L (Lu et coll., 2019).

7.2.2 Équations pour le calcul des concentrations estimées dans l’environnement

7.2.2.1 Milieu aquatique

Afin de caractériser l’exposition aux phénols substitués et les risques subséquents dans le milieu aquatique, les CEE ont été calculées pour divers scénarios. La présence des phénols substitués dans les eaux de surface peut résulter de rejets directs par une installation industrielle dans les eaux réceptrices, ou encore d’une introduction indirecte par les rejets industriels dans les égouts, suivis d’un traitement dans un STEU. Les valeurs de CEE calculées dans chaque scénario d’exposition tiennent compte de la variabilité des propriétés physico-chimiques et des taux d’élimination par les STEU pour chaque substance.

On a utilisé l’équation suivante pour calculer l’exposition (CEE_aquatique) de l’environnement par les eaux de surface, due aux rejets industriels :

${\mathrm{CEE}}_{\mathrm{aquatique}}=\frac{{10}^9 \times Q x L\times (1-R)}{N \times D}$

 

Où :

CEE_aquatique = concentration estimée dans l’environnement en milieu aquatique (μg/L);

10⁹ = facteur de conversion des kg en μg;

Q = quantité de substance utilisée annuellement dans un site (kg/an);

L = pertes dans les eaux usées (fraction);

R = taux d’efficacité d’élimination pour la substance par le STEU (fraction);

N = nombre de jours de rejets par année (jours/an);

D = volume de dilution quotidien du plan d’eau récepteur (L/j).

Les CEE aquatiques représentent les concentrations potentielles des substances dans le plan d’eau récepteur à proximité du point de rejet d’un STEU ou d’une installation rejetant directement ses effluents dans un plan d’eau récepteur.

En raison des limites des données de surveillance disponibles pour les STEU (voir la section 7.2.1), le taux d’efficacité de l’élimination par les STEU a été calculé pour chaque substance à l’aide du modèle SimpleTreat 3.1 (SimpleTreat 3.1, 2003), et du modèle STP-EX (c2000-2013) pour les installations qui rejettent leurs eaux usées dans des STEU lagunaires.

On a calculé les volumes de dilution quotidiens en multipliant le débit des effluents du STEU ou de l’installation rejetant ses effluents dans un plan d’eau récepteur par le facteur de dilution du plan d’eau récepteur. Dans tous les cas, les CEE aquatiques ont été calculées à l’aide d’un facteur de dilution fondé sur le 10^e centile du débit faible du plan d’eau récepteur et plafonné à un facteur de dilution maximal de 10 pour représenter les expositions à proximité du point de rejets.

Une méthode différente de calcul des CEE a été utilisée pour estimer l’exposition due aux rejets dans les égouts de produits de soins personnels contenant des phénols substitués. Les CEE aquatiques résultant de cette utilisation ont été estimées à l’aide du modèle Consumer Release Aquatic Model (CRAM, 2017). Il s’agit d’un modèle probabiliste canadien, basé sur la population, utilisé pour estimer l’exposition de l’environnement découlant des rejets, par les STEU, des produits chimiques présents dans les produits disponibles pour les consommateurs qui sont rejetés à l’égout.

7.2.2.2 Sols

La CEE dans les sols (CEE_sols) représente la concentration potentielle de substances dans des sols agricoles où des biosolides provenant des STEU peuvent être épandus. On calcule la CEE dans le sol après 10 années d’épandage de biosolides, ce qui tient compte de la biodégradation comme mécanisme de perte, par itération des équations ci-dessous. Les concentrations ont été déterminées chaque année immédiatement après l’épandage et à la fin de l’année (après la dégradation, mais avant l’épandage subséquent) sur une période de 10 ans. Dans cette évaluation de l’exposition par l’environnement, seules les valeurs de CEE_sols des cinq substances pour lesquelles on disposait de données toxicologiques empiriques sont présentées.

Au début de l’année (immédiatement après l’épandage) :

 

${\mathrm{CEE}}_{\mathrm{début}, t}=\frac{C_s\times A}{d\times \rho }+{\mathrm{CEE}}_{\mathrm{fi}, t-1}$

(remarque ${\mathrm{CEE}}_{\mathrm{début}, 1}=\frac{C_s \times A}{d \times \rho }$)

 

A la fin de l’année (après dégradation) :

 

${\mathrm{CEE}}_{\mathrm{fin}, t}={\mathrm{CEE}}_{\mathrm{début}, t} \times e^{(-\mathrm{0,693} \times \left(\frac{365}{\mathrm{Biodég}}\right))}$

 

Où :

CEE_début = concentration estimée dans l’environnement dans les sols au début de l’année suivant l’épandage de biosolides (avant dégradation) (mg/kg);

CEE_fin = concentration estimée dans l’environnement dans les sols à la fin de l’année (après dégradation), avant l’épandage ultérieur de biosolides (mg/kg);

t = année d’épandage des biosolides (y), de 1 à 10;

Cs = concentration de la substance dans les biosolides (mg/kg poids sec);

V = vitesse d’épandage annuel de biosolides sur les sols (kg/m² ∙ an);

p = profondeur du mélange du sol (m);

r = masse volumique du sol sec (kg/m³);

Biodég. = demi-vie de biodégradation dans les sols (jours).

Des valeurs mesurées de la demi-vie dans le sol ont été trouvées pour trois des cinq substances pour lesquelles on avait des données toxicologiques empiriques dans le sol. Faute d’avoir des données empiriques sur la dégradation dans le sol, on a utilisé les données sur la dégradation en milieu aquatique, obtenues au moyen des prévisions modélisées. Pour les phénols substitués qui ne devraient pas se dégrader rapidement dans le sol, une durée estimative de 182 jours a été jugée représentative de la demi-vie dans le sol pour les substances visées. Des demi‑vies allant de 3 à 182 jours ont été estimées pour ces cinq phénols substitués.

Un résumé des principaux paramètres utilisés dans le calcul des CEE dans le sol pour tous les scénarios d’exposition est présenté dans ECCC (2023).

7.2.3 Résultats du calcul des CEE en milieu aquatique

On a employé une approche générique pour calculer les CEE en milieu aquatique des substances dont l’utilisation a été déclarée dans un secteur industriel donné. Les CEE obtenues selon cette approche représentent les concentrations estimées de phénols substitués rejetés par une installation canadienne typique de formulation industrielle dans les différents secteurs répertoriés. Dans cette approche, on suppose que les effluents industriels sont déversés dans un STEU où on réalise un traitement biologique (c’est-à-dire un STEU secondaire), ce qui est le type de traitement le plus courant au Canada. Dans les cas où les renseignements indiquaient une utilisation répandue de technologies de traitement sur place dans un secteur industriel particulier, ce type de traitement a été pris en compte et des taux d’élimination appropriés ont été appliqués.

Pour déterminer la quantité de substance utilisée annuellement sur un site générique (Q), on a utilisé la moyenne des quantités de chaque phénol substitué déclarées par les diverses entreprises dans un secteur industriel donné. Il convient de noter que les petites quantités déclarées (par exemple, de moins de 100 kg) ont été exclues des calculs de la moyenne. Pour tenir compte de la composition de la substance UVCB (n^o CAS 61788-44-1), des proportions de 5 %, 52 % et 43 % ont été appliquées à la quantité de cette substance utilisée annuellement à un site donné (Q) pour les composants monostyréné, distyréné et tristyréné, respectivement. La proportion maximale déclarée du phénol distyréné a été sélectionnée, car ce composant présente l’écotoxicité la plus élevée.

Le volume de dilution quotidien appliqué dans chaque scénario d’exposition générique a été obtenu d’après une distribution des volumes de dilution quotidiens, lorsqu’ils étaient disponibles, pour les installations associées au secteur industriel en cause. Ces distributions tiennent compte des utilisateurs industriels canadiens et de leurs emplacements.

Les CEE génériques en milieu aquatique sont présentées dans le tableau 7-8. Comme il est indiqué ci‑dessus, lorsqu’une substance n’a pas été déclarée importée dans un secteur industriel donné au Canada, la CEE n’a pas été calculée.

* La formulation des carburants n’a pas été prise en compte dans ce tableau, car toutes les raffineries de pétrole canadiennes traitent les eaux usées sur place et les rejettent directement dans les eaux réceptrices associées. Les CESE ont donc été calculées sur une base précise.
Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de produits en caoutchouc.
^f Formulation de peintures et revêtements.
^g Formulation de produits de soins personnels.
^h L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs industriels précis.

Lorsque les CEE génériques indiquaient un risque pour l’environnement, une analyse plus approfondie était réalisée d’après les paramètres propres aux installations industrielles des entreprises qui avaient déclaré l’importation de phénols substitués au Canada. Compte tenu de l’incertitude associée à certains paramètres utilisés dans le calcul des CEE génériques, cette analyse supplémentaire a permis de caractériser plus en profondeur l’exposition. La publication d’ECCC de 2023 présente une description et des renseignements supplémentaires concernant les scénarios d’exposition et les paramètres d’entrée associés pour tous les milieux environnementaux d’intérêt. Pour quatre substances (n^os CAS 96-69-5, 128-37-0, 128-39-2 et 1843-03-4), les CEE génériques calculées étaient supérieures au seuil de toxicité associé (c’est-à-dire les CESE) dans le milieu aquatique. On a mené des recherches supplémentaires au sujet de ces substances afin d’approfondir l’analyse des risques, en estimant les CEE dans l’eau et dans le sol (les CEE dans les sédiments sont comprises dans les renseignements supplémentaires; ECCC 2023) pour des installations spécifiques d’entreprises ayant déclaré avoir importé ces substances.

Les quantités utilisées dans cette analyse supplémentaire tiennent compte de la quantité de chaque phénol substitué déclaré par les diverses entreprises (EC, 2009, 2013; ECCC, 2017; renseignements additionnels soumis par l’industrie et renseignements reçus en vertu du Règlement n^o 1 concernant les renseignements sur les combustibles). Les quantités déclarées dans ces sources de données sont généralement associées à des entreprises et non à des installations particulières. Les installations industrielles pertinentes au Canada des entreprises déclarantes ont été sélectionnées à l’aide d’informations publiques. Dans les cas où une entreprise possédait plusieurs installations exerçant des activités visées par un scénario d’exposition particulier, on a supposé que la quantité totale de substance déclarée pouvait être utilisée dans n’importe laquelle des installations données (en d’autres mots, la quantité totale a été attribuée à chaque installation). Le volume de dilution quotidien appliqué à chaque calcul particulier de la CEE est égal au produit du débit des effluents du STEU et du facteur de dilution propre à l’emplacement des installations. Lorsqu’on connaissait les technologies utilisées pour le traitement sur place pour une installation donnée, les taux d’élimination appropriés étaient appliqués. Les CEE ont été calculées pour les cinq substances et sont présentées dans le tableau 7-9. Comme ci-dessus, la CEEb a été calculée uniquement pour une substance que si celle-ci a été importée dans le secteur industriel donné au Canada. Les plages indiquent que plusieurs installations ont été associées au scénario pour la substance donnée.

* Le scénario d’exposition pour la formulation du caoutchouc (SE 5) ne figure pas dans ce tableau, car aucune des substances ayant fait l’objet d’une évaluation approfondie n’a été déclarée comme substance utilisée dans la formulation du caoutchouc. Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de peintures et revêtements.
^f Formulation de produits de soins personnels.
^g Formulation de carburants.

Des phénols substitués peuvent également être rejetés dans les eaux de surface en raison de l’utilisation de produits de soins personnels qui sont rejetés à l’égout. Les CEE aquatiques dues à cette utilisation ont été estimées à l’aide du modèle CRAM (CRAM, 2017). D’après les utilisations déclarées de ces substances, le principal phénol substitué trouvé dans ce type de produit est la substance de n^o CAS 128-37-0 qui est importée à cette fin chaque année au Canada, à raison d’environ 25 000 kg. Compte tenu des difficultés associées à la déclaration de quantités de substances contenues dans les produits importés, cette quantité est probablement sous-estimée. La valeur au 90^e centile de la distribution des CEE modélisées est de 0,32 µg/L pour une quantité de 25 000 kg de la substance de n^o CAS 128-37-0.

7.2.4 Résultats pour les CEE dans le sol

Les CEE_sol ont été calculées selon la même approche décrite ci-dessus pour le milieu aquatique, c’est-à-dire qu’on a d’abord calculé des CEE génériques, puis on a calculé des CEE plus spécifiques et plus approfondies au besoin. Les CEE_sol constituent un prolongement des scénarios pour le milieu aquatique, c’est-à-dire qu’elles sont basées sur les mêmes intrants en termes de quantité, de perte, d’élimination et d’emplacement des installations. Les CEE_sol génériques et approfondies sont présentées dans les tableaux 7-10 et 7-11, respectivement.

* La formulation de carburants n’a pas été incluse dans ce tableau, car toutes les raffineries de pétrole canadiennes traitent les eaux usées sur place et les rejettent directement dans les eaux réceptrices connexes. Par conséquent, les CEE ont été calculées sur une base précise.
Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs industriels précis.

* Dans le scénario de formulation de carburants, ces installations sont considérées comme des installations rejetant directement leurs effluents, et leurs biosolides ne sont pas épandus sur des terres agricoles.
Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de carburants.

7.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche adoptée dans la présente évaluation consistait à examiner les données disponibles et à proposer des conclusions selon une approche fondée sur le poids de la preuve et le principe de précaution. La caractérisation des risques a consisté à examiner les rejets de 10 substances dans les eaux de surface à la suite d’utilisations relevées, ainsi que les rejets de 5 de ces 10 substances dans le sol. Une substance additionnelle (n^o CAS 4221-80-1) du groupe des phénols substitués avait une valeur log K_oe rapportée supérieure à 9. Selon les données toxicologiques disponibles, la substance de n^o CAS 4221-80-1 ne causera pas d’effets sur les organismes aquatiques à la concentration de saturation dans l’eau ou en deçà de celui‑ci (ECCC, 2023). Les éléments de preuve secondaires ou indirects ont été examinés lorsqu’ils étaient disponibles, notamment les classifications fiables du danger ou des caractéristiques de devenir réalisées par d’autres organismes de réglementation.

7.3.1 Analyse des quotients de risque

Comme nous l’avons indiqué ci‑dessus, parmi les 11 substances du groupe, la substance de n^o CAS 4221-80-1 présente une valeur log K_oe supérieure à 9 et ne devrait pas être disponible pour les organismes. Par conséquent, l’analyse des quotients de risque (QR) a porté sur les 10 autres substances du groupe. On a calculé les QR en comparant les diverses estimations de l’exposition (valeurs CEE; voir la section 7.2, Évaluation de l’exposition de l’environnement) avec les données écotoxicologiques (valeurs CESE; voir la section 7.1, Évaluation des effets sur l’environnement) pour déterminer s’il y a un risque de causer des effets nocifs pour l’environnement au Canada. On a calculé les QR en divisant les valeurs de CEE par les valeurs de CESE pour les milieux pertinents et les scénarios d’exposition connexes. Une valeur QR près de 1 ou supérieure à 1 indique que l’exposition prévue dans l’environnement présente ou pourrait présenter un risque pour les organismes.

Il convient de noter que l’approche recommandée pour déterminer un QR pour les substances UVCB fait appel à une méthode d’addition des concentrations qui ne tient pas compte du mode d’action des composants dans le mélange (Backhaus et Faust, 2012). Cependant, dans ce cas‑ci, et pour tenir compte du profil de toxicité des composants de la substance UVCB de n^o CAS 61788-44-1, on s’est surtout intéressé au composant représentatif le plus toxique, en l’occurrence le phénol distyréné, car il est celui qui est présent en plus grande proportion dans la substance, soit 52 %, plutôt que d’appliquer une approche reposant sur des QR additifs.

Les tableaux 7-12 et 7-13 présentent les QR pour le milieu aquatique et le sol, respectivement, obtenus après analyse de l’exposition générique et évaluations approfondies (valeurs entre parenthèses) pour les substances dont l’utilisation a été déclarée dans les principaux secteurs industriels relevés. Les valeurs en gras indiquent les cas où le QR est supérieur à 1.

Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de produits en caoutchouc.
^f Formulation de peintures et revêtements.
^g Formulation de produits de soins personnels.
^h Le scénario pour la formulation de carburants a été analysé sur une base spécifique seulement, car toutes les raffineries de pétrole canadiennes traitent les eaux usées sur place et les rejettent directement dans les eaux réceptrices associées.
ⁱ Le QR n’a pu être déterminé, car ce n^o CAS n’a pas de valeur de CESE associée en milieu aquatique.
sup>j L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs industriels précis.

Abréviations : SE = scénario d’exposition; s.o. = sans objet.
^a Formulation d’additifs pour lubrifiants et carburants.
^b Formulation d’additifs pour plastiques et caoutchouc.
^c Formulation de lubrifiants.
^d Formulation de produits en plastique.
^e Formulation de carburants.
^f L’importation de la substance de n^o CAS 35958-30-6 a été déclarée par des distributeurs canadiens, mais les quantités importées n’ont pu être associées à des utilisateurs industriels précis.
* Dans le scénario de formulation de carburants, ces installations sont considérées comme des installations rejetant directement leurs effluents, et leurs biosolides ne sont pas épandus sur les terres agricoles.
** Une plage de valeurs n’est pas présentée, car une seule installation visée par ce scénario est associée à la production de biosolides qui devraient être épandus sur des terres agricoles.

 En général, les sites dont il a été déterminé qu’ils pourraient présenter un risque dans le milieu récepteur local (c’est-à-dire avec un QR supérieur à 1) étaient des sites associés à de petits plans d’eau offrant une capacité limitée de dilution. Lors de l’examen des résultats de cette analyse, on doit également tenir compte des incertitudes associées aux quantités des substances attribuées à chaque site et à l’identification des installations industrielles associées aux entreprises, comme il est indiqué à la section 7.2.3. On a contacté les entreprises associées aux sites dont on a déterminé qu’ils présentaient un risque afin d’obtenir des renseignements plus détaillés sur leur utilisation de phénols substitués. Toutefois, des réponses n’ont été reçues que dans quelques cas.

Outre le QR susmentionné, le QR obtenu par modélisation (CRAM 2017) pour l’utilisation de la substance de n^o CAS 128-37-0 dans les produits de soins personnels a une valeur estimée de 0,14. Il s’agit probablement d’une sous-estimation, en raison des difficultés liées à la déclaration de quantités de substances spécifiques dans les produits importés.

7.3.2 Examen des données probantes

Pour caractériser le risque environnemental des amines aliphatiques à chaîne longue, les renseignements techniques provenant de diverses sources de données ont été examinés (comme il est indiqué dans les sections correspondantes du présent rapport) et pondérés d’une manière qualitative. Les principaux éléments de preuve ayant servi à formuler la conclusion de la présente évaluation sont présentés dans le tableau 7-14, accompagnés d’une analyse globale du poids de la preuve fournie à la section 7.3.3. Le niveau de confiance renvoie à l’influence combinée de la qualité et de la variabilité des données, des lacunes dans les données, de la causalité, de la plausibilité et de toute extrapolation requise pour la source de données. La pertinence désigne l’impact qu’a l’élément de preuve lorsque nous déterminons le potentiel de la substance à causer des effets nocifs pour l’environnement canadien. Les facteurs de qualification utilisés pour l’analyse varient de faible à élevé, et la pondération de chaque donnée se positionne sur une échelle de cinq niveaux.

Abréviations : CESE = concentration estimée sans effet; RCC = résidus corporels critiques; CEE = concentration estimée dans l’environnement; QR = quotient de risque; Mode d’action = mécanisme/mode d’action.
^a Le niveau de confiance est déterminé d’après la qualité et la variabilité des données, les lacunes dans les données et l’adéquation des données avec l’objectif poursuivi (c’est-à-dire qu’elles sont plausibles et montrent un lien de causalité).
^b La pertinence renvoie à l’effet des preuves dans l’évaluation des risques pour l’environnement.
^c Une pondération est attribuée à chaque élément de preuve en fonction du niveau combiné de confiance et de pertinence établi dans l’évaluation des risques pour l’environnement.
^d Les paramètres non systémiques sont les paramètres autres que la mortalité, la croissance, la reproduction (c’est-à-dire les paramètres associés à des effets à l’échelle de la population).
^e Évaluation réalisée sur cinq substances (n^os CAS 96-76-4, 118-82-1, 128-39-2, 35958-30-6 et 36443-68-2) pour lesquelles on disposait de données toxicologiques empiriques dans le sol.

7.3.3 Détermination du potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement par le poids de la preuve

Le potentiel de ces substances de causer des effets nocifs pour l’environnement a été déterminé à la lumière des principales sources de données, ainsi que du poids relatif et du degré de confiance associés à chacune d’entre elles. Il a été déterminé que le milieu aquatique est le principal milieu récepteur dans l’environnement. Étant donné que l’épandage de biosolides produits par les STEU pour enrichir les sols peut donner lieu à des rejets dans le sol, le milieu terrestre a également été pris en considération.

Les éléments de preuve que sont la persistance et la bioaccumulation sont très pertinents pour l’évaluation des risques pour l’environnement associés aux substances de ce groupe. Compte tenu des données empiriques solides disponibles et des résultats fiables des modèles QSAR, les analyses et les éléments de preuve concernant la persistance et la bioaccumulation bénéficient d’un degré de confiance élevé. Les substances de ce groupe qui se caractérisent par une plus grande solubilité dans l’eau ou une biodisponibilité générale présentent une toxicité élevée pour les organismes aquatiques, dont des effets nocifs apparaissent à de faibles concentrations d’exposition (c’est-à-dire pour les substances des nos CAS 96-69-5, 96-76-4, 98-54-4, 118‑82-1, 128-37-0, 128-39-2, 35958-30-6, 36443-68-2 et 61788-44-1, avec des CESE calculées dans la plage de 0,11 à 25 µg/L). les données disponibles sur la toxicité aquatique ont fait l’objet d’une évaluation critique afin de calculer des CESE aquatiques propres à chaque substance. Des CESE calculées d’après les RCC en milieu aquatique ont également été obtenues et utilisées dans les cas où les données concernant les effets étaient supérieures ou égales aux limites de solubilité dans l’eau (par exemple, pour les substances des n^os CAS 118-82-1 et 35958-30-6). Le mode d’action a été pris en compte dans le calcul des CESE. Deux substances (n^os CAS 98-54-4 et 61788-44-1) se sont avérées présenter un potentiel de causer des effets œstrogéniques. Une pondération de confiance modérée à élevée a été attribuée aux CESE aquatiques, en fonction de la robustesse et de la disponibilité des données pour chaque substance. Pour les substances du groupe qui présentent des valeurs élevées du log K_oe et de faibles solubilités dans l’eau, on n’a pas relevé d’effet nocif à leurs concentrations de saturation dans l’eau ou en deçà (c’est-à-dire pour les substances des n^os CAS 1843-03-4 et 4221-80-1). Les CESE aquatiques n’ont donc pas été calculées pour ces substances. En raison de l’incertitude associée à certains paramètres dans l’analyse de l’exposition (voir la section 7.3.4), le niveau de confiance à l’égard des valeurs calculées des CEE et des QR est faible.

Nous présentons ci‑dessous les principaux éléments de preuve pour chaque substance du groupe.

N^o CAS 96-69-5 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Toutefois, elle ne présente pas un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes. Certains QR se sont avérés supérieurs à 1 dans plusieurs scénarios génériques dans le milieu aquatique, et, par conséquent, une analyse plus poussée tenant compte de données propres aux entreprises et aux installations a été réalisée afin d’approfondir l’analyse des risques. L’évaluation approfondie de plusieurs CEE génériques a permis d’obtenir des QR inférieurs à 1. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, cette substance présente un faible potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement au Canada aux concentrations d’exposition actuelles. Bien qu’il soit peu probable que l’exposition au n^o CAS 96-69-5 dans l’environnement canadien soit préoccupante, on considère que cette substance peut avoir des effets environnementaux préoccupants à de faibles concentrations, par exemple, un effet létal dû à une exposition à long terme. Par conséquent, une exposition accrue à cette substance pourrait être préoccupante.

N^o CAS 96-76-4 : Cette substance devrait persister dans l’environnement, mais elle ne présente pas un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, y compris les CESE aquatiques et l’exposition de l’environnement d’après les scénarios génériques, on a déterminé que cette substance présente un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement. Compte tenu de tous ces éléments de preuve, le n^o CAS 96-76-4 présente un faible potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement.

N^o CAS 98-54-4 : Cette substance ne devrait pas persister dans l’environnement et ne présente pas un potentiel élevé de bioaccumulation dans les organismes. Cependant, selon certaines indications, cette substance pourrait avoir des effets œstrogéniques et une activité endocrinienne pouvant mener à des effets chroniques sublétaux chez les organismes exposés. La caractérisation des risques, selon un scénario d’exposition générique, a donné un QR inférieur à 1. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 98-54-4 ne devrait pas causer d’effets nocifs pour l’environnement au Canada aux concentrations d’exposition actuelles. Bien qu’il soit peu probable que l’exposition à la substance de n^o CAS 98-54-4 dans l’environnement canadien soit préoccupante, en raison de ses utilisations actuelles, on considère que cette substance peut avoir des effets environnementaux préoccupants à de faibles concentrations, y compris une activité œstrogénique et un potentiel de causer des effets endocriniens. Par conséquent, une exposition accrue à cette substance pourrait être préoccupante.

N^o CAS 118-82-1 : Cette substance devrait persister dans l’environnement, ce qui pourrait entraîner une exposition à long terme. Elle est également très bioaccumulable dans les organismes. Il est à noter que cette substance présente une toxicité modérée à élevée chez les organismes aquatiques et terrestres, et qu’elle cause des effets nocifs à des concentrations d’exposition très faibles. Cependant, l’exposition à long terme n’a pu être suffisamment prise en compte dans l’analyse quantitative présentée dans l’évaluation. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, notamment sa toxicité modérée à élevée chez les organismes aquatiques et les organismes du sol, ainsi que son long temps de séjour dans l’environnement et son potentiel de bioaccumulation, la substance de n^o CAS 118-82-1 présente un risque pour l’environnement.

N^o CAS 128-37-0 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Les éléments de preuve disponibles indiquent un potentiel modéré de bioaccumulation. La substance possède une toxicité élevée pour les organismes aquatiques, et la CESE aquatique calculée a une valeur de 2,3 µg/L. Un QR supérieur à 1 a été établi dans un scénario générique pour le milieu aquatique, et une analyse plus poussée tenant compte de données propres aux entreprises et aux installations a été réalisée pour l’analyse des risques en profondeur. Cette analyse approfondie visait à tenir compte des utilisations dans des sites industriels précis. Dans le milieu aquatique, plusieurs QR de cette analyse approfondie dépassaient la valeur de 1 et plusieurs QR approchaient la valeur de 1. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 128-37-0 pourrait être nocive pour l’environnement.

N^o CAS 128-39-2 : Cette substance devrait persister dans l’environnement et pourrait entraîner une exposition à long terme des organismes aquatiques. Cependant, elle ne devrait pas être fortement bioaccumulable dans les organismes. Compte tenu de la CESE aquatique et de l’exposition de l’environnement dans les scénarios génériques, aucun QR supérieur à 1 n’a été trouvé pour cette substance. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 128-39-2 présente un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement.

N^o CAS 1843-03-4 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Toutefois, elle ne devrait pas être fortement bioaccumulable dans les organismes. Les valeurs des paramètres toxicologiques sont supérieures à la limite de solubilité dans l’eau. La substance n’a pas montré d’effets nocifs chez les organismes aquatiques à sa concentration de saturation dans l’eau ou à une concentration inférieure. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 1843-03-4 présente un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement.

N^o CAS 4221-80-1 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Toutefois, elle ne devrait pas être fortement bioaccumulable dans les organismes. En outre, elle possède un log K_oe supérieur à 9 et ne devrait pas être biodisponible. Aucun effet sur les organismes aquatiques à sa concentration de saturation dans l’eau ou en dessous n’a été observé dans les études disponibles. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 4221-80-1 présente un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement.

N^o CAS 35958-30-6 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Les éléments de preuve disponibles indiquent un potentiel modéré de bioaccumulation. L’importation de cette substance a été déclarée par des distributeurs canadiens. Toutefois, en raison du manque d’information sur les clients, l’analyse de l’exposition n’a pas tenu compte de cette substance, car les quantités importées n’ont pas pu être associées à des utilisateurs industriels au Canada. Cependant, afin de déterminer si cette substance pouvait avoir des effets nocifs pour l’environnement, on a calculé les concentrations à l’aide de paramètres génériques pour chaque scénario d’exposition, en supposant que cette substance serait utilisée par tous les secteurs. Aucune des CEE n’a dépassé la CESE pour cette substance, quel que soit le milieu. Cependant, compte tenu de l’incertitude importante entourant ces estimations de l’exposition, les CEE obtenues ne sont pas présentées dans l’évaluation des risques pour l’environnement. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, la substance de n^o CAS 35958-30-6 présente un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement.

N^o CAS 36443-68-2 : Cette substance devrait persister dans l’environnement. Les éléments de preuve disponibles indiquent un potentiel faible de bioaccumulation. La substance présente une toxicité élevée chez les organismes aquatiques. La valeur calculée de la CESE aquatique était de 1,1 µg/L. Un QR supérieur à 1 a été obtenu dans un scénario générique pour le milieu aquatique. Une évaluation approfondie a été réalisée afin de tenir compte des utilisations dans des sites industriels précis, et les QR approfondis de tous ces sites dépassaient 1 dans le milieu aquatique. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, le n^o CAS 36443-68-2 pourrait être nocif pour l’environnement.

N^o CAS 61788-44-1 : Cette substance devrait persister dans l’environnement, ce qui pourrait entraîner une exposition à long terme pour les organismes aquatiques. Elle est également très bioaccumulable (comme l’indique le potentiel élevé de bioaccumulation observé dans la plupart des milieux) chez les organismes, et elle possède une toxicité élevée pour les organismes aquatiques, des effets nocifs ayant été observés à de très faibles concentrations d’exposition. La CESE aquatique calculée est de 1,2 µg/L. En ce qui concerne le composant monostyréné de cette substance, on a observé des signes d’activité œstrogénique et de potentiel de causer des effets endocriniens. L’exposition à long terme n’a pu être suffisamment prise en compte dans l’analyse quantitative présentée dans l’évaluation. Compte tenu des éléments de preuve disponibles, notamment sa toxicité modérée à élevée pour le milieu aquatique et le sol, ainsi que son long temps de séjour dans l’environnement et son potentiel de bioaccumulation, la substance de n^o CAS 61788-44-1 pourrait être nocive pour l’environnement.

7.3.4 Sensibilité des conclusions compte tenu des principales incertitudes

Une incertitude est associée, chez certaines substances du groupe, à l’utilisation de l’approche des RCC pour calculer les CESE aquatiques lorsque celles‑ci, provenant de données toxicologiques empiriques, dépassaient la limite de solubilité dans l’eau. L’approche des RCC a été utilisée pour caractériser les risques que présentent ces substances dans le milieu aquatique. Les seuils RCC pour les substances narcotiques sont bien établis dans la littérature scientifique. Toutefois, comme les valeurs RCC₅₀ chroniques et les FBA modélisés ont été utilisés pour appliquer l’approche des RCC, les valeurs des CESE aquatiques extrapolées représentent des estimations génériques. En outre, lors de l’application de l’approche des RCC pour calculer les CESE aquatiques, les valeurs de référence sont basées sur la littérature scientifique et les prévisions des modèles qui privilégient le milieu aquatique. Par conséquent, le degré de confiance est considérablement plus élevé que dans le cas de l’application des RCC pour les deux milieux que sont les sédiments et le sol.

La caractérisation de l’exposition comporte un certain nombre d’incertitudes, dont la plupart sont dues à la disponibilité limitée des données et à la variabilité potentielle (basée sur la variabilité observée ailleurs dans le monde) des quantités utilisées annuellement. L’approche des CEE génériques a été appliquée pour tenir compte de l’incertitude associée à divers paramètres utilisés dans l’analyse, notamment la quantité utilisée des substances de ce groupe et l’emplacement des utilisateurs industriels. Les scénarios étaient basés sur les quantités importées déclarées. Toutefois, les renseignements disponibles sur les utilisateurs spécifiques de ces substances étaient limités, notamment en ce qui concerne les quantités spécifiques utilisées par les installations individuelles et l’emplacement des installations utilisatrices.

La caractérisation de l’exposition a nécessité l’utilisation de distributions et de valeurs moyennes de certains paramètres afin de tenir compte de certaines des incertitudes susmentionnées. On a également utilisé des moyennes pour les quantités utilisées dans les scénarios génériques afin d’atténuer une partie de l’incertitude associée aux données fournies (qui variaient en fonction de l’âge, de l’année de déclaration, du format de déclaration, etc.), ce qui a limité le poids de toute valeur unique rapportée. Il est également probable que, dans certains cas, la quantité utilisée dans les calculs sous-estime l’utilisation réelle. Il convient de noter que cette approche ne prend en compte que les substances dont l’utilisation a été déclarée dans certains secteurs industriels. Il est possible que des substances de ce groupe soient utilisées plus abondamment (c’est-à-dire dans d’autres secteurs) ou que leurs quantités utilisées respectives augmentent dans différents secteurs. L’incertitude concernant les quantités est également corroborée par les renseignements internationaux sur les quantités utilisées, qui indiquent que bon nombre de ces substances sont employées dans le monde entier et que les quantités utilisées peuvent varier considérablement d’une année à l’autre (CDR, 2016; SPIN, c2017).

Autre point à noter : l’analyse de l’exposition de l’environnement et la caractérisation des risques ont pris en compte chaque substance de ce groupe individuellement. Par conséquent, l’exposition cumulée de ce groupe n’a pas été prise en compte. Si plusieurs substances sont contenues dans les mêmes produits, si plusieurs produits contenant ces substances sont utilisés simultanément, ou si plusieurs installations situées dans une même région emploient ces substances, les rejets de ces substances pourraient avoir des effets cumulatifs sur les organismes et présenter un risque plus élevé. Cependant, pour le moment, les données sont insuffisantes pour permettre de calculer le risque cumulé.

Les rejets dans l’air, qui pourraient être importants pour les substances qui présentent une pression de vapeur modérée, n’ont pas été quantifiés dans la présente évaluation des risques pour l’environnement. Cependant, les données écotoxicologiques pour l’air sont insuffisantes pour étayer une analyse quantitative des risques pour ce milieu.

8. Potentiel de causer des effets nocifs pour la santé humaine

L’évaluation des effets sur la santé humaine a pris en considération les sous-groupes de la population canadienne qui pourraient, en raison d’une plus grande vulnérabilité ou exposition, être plus à risque de subir des effets nocifs pour la santé. Ces sous-populations ont été prises en compte dans les résultats de l’évaluation des risques associés à certaines substances du groupe des phénols substitués.

8.1 Évaluation de la substance de n^o CAS 85-60-9

8.1.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 85-60-9. En raison de sa pression de vapeur négligeable et de sa faible solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée pour évaluer la présence de la substance dans les aliments au Canada. Cependant, la substance de n^o CAS 85-60-9 peut être employée comme composant dans les matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La dose journalière potentielle (DJP) a été estimée à 0,000049 mg/kg p.c./j pour la population générale (1 an et plus) (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

Aucune donnée n’a été trouvée concernant l’utilisation de la substance de n^o CAS 85‑60-9 dans des produits disponibles pour les consommateurs. Les utilisations déclarées dans le cadre des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE étaient toutes de nature commerciale uniquement (EC, 2009). Par conséquent, il ne devrait pas y avoir d’exposition par les produits disponibles pour les consommateurs.

8.1.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 85-60-9 a déjà été évaluée par l’EPA des États‑Unis dans le cadre du programme High Production Volume (HPV) Challenge Program (US EPA 2010). L’étude principale a consisté à administrer des doses répétées pendant 90 jours à des rats Carworth Farms, exposés à 0, 50, 500 ou 5 000 ppm par le régime alimentaire (équivalant à 0, 3, 30 ou 300 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 0, 2,5, 25 ou 250 mg/kg p.c./j chez les femelles; n = 6/dose). Les doses sans effet nocif observé (DSENO) pour une toxicité générale de 2,5 mg/kg p.c./j chez les femelles et de 3 mg/kg p.c./j chez les mâles étaient basées sur des foies jaunâtres, une augmentation du poids relatif du foie et une certaine infiltration graisseuse apparaissant à la dose d’essai suivante.

8.1.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 2,5 mg/kg p.c./j déterminée d’après les effets hépatiques chez les femelles correspondait à l’effet critique sur la santé, qui a été comparé à la DJP due à l’utilisation potentielle de la substance de n^o CAS 85-60-9 en tant que composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire (0,000049 mg/kg p.c./j pour la population générale [âgée de 1 an et plus]). La marge d’exposition (ME) qui en résulte a été jugée suffisante (ME = 51 000) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et sur les effets sur la santé.

8.2 Évaluation de la substance de n^o CAS 96-69-5

8.2.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 96-69-5. Les estimations dans l’eau potable ont été obtenues à l’aide de la CEE la plus élevée (0,011 mg/L), modélisée pour déterminer la présence dans les eaux de surface (tableau 7-8). L’estimation de la dose journalière maximale (DJM) due à l’exposition par l’eau potable était de 0,0014 mg/kg p.c./j (0 à 5 mois; annexe B, tableau B-1).

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. La substance de n^o CAS 96-69-5 peut être employée comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP pour cette substance a été jugée négligeable (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

Aucune donnée n’a été trouvée concernant l’utilisation de la substance de n^o CAS 96‑69-5 dans les produits disponibles pour les consommateurs. Par conséquent, il ne devrait pas y avoir d’exposition par ces produits.

8.2.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 96-69-5 a déjà été évaluée par l’EPA des États‑Unis dans le cadre de son programme HPV Challenge Program (US EPA 2010). L’étude clé sur la toxicité générale a consisté à administrer des doses répétées de 2 ans dans laquelle des rats F344/N (n = 15/dose/sexe) ont été exposés par le régime alimentaire (voie orale) à 0, 20, 40 ou 100 mg/kg p.c./j. La DSENO pour la toxicité générale était de 20 mg/kg p.c./j, établie d’après la toxicité hépatique et la modification des valeurs des paramètres hématologiques à la dose d’essai suivante. L’étude clé concernant la toxicité pour la reproduction et le développement a consisté en une étude multigénérationnelle dans laquelle des lapines néo-zélandaises blanches gravides ont été exposées, par gavage (voie orale) à 0, 0,2, 2 et 20 mg/kg p.c./j (n = 13/dose). L’effet critique pour la toxicité maternelle était l’anorexie et l’avortement spontané, qui se sont produits à la dose de 20 mg/kg p.c./j (avec une augmentation concomitante de la mort des embryons et une diminution de la taille de la portée à 20 mg/kg p.c./j). Pour la toxicité pour le développement, la DSENO pour la toxicité maternelle a été établie à 2 mg/kg p.c./j., d’après une diminution du poids moyen de la progéniture dans le groupe ayant reçu la dose moyenne. Cependant, cette diminution du poids corporel n’a pas été observée chez les lapines du groupe exposé à la dose élevée qui n’avait pas connu d’avortement. Il n’a donc pas été possible d’établir une relation dose-réponse pour ce paramètre.

8.2.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 0,2 mg/kg p.c./j pour la toxicité pour le développement, établie dans l’étude multigénérationnelle, a été considérée comme l’effet critique sur la santé, à comparer avec l’estimation de la DJM due à l’exposition (0,0014 mg/kg p.c./j, nourrissons de 0 à 5 mois, par les milieux environnementaux). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 139) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

8.3 Évaluation de la substance de n^o CAS 96-76-4

8.3.1 Évaluation de l’exposition

Pour la substance de n^o CAS 96-76-4, seules des données limitées de surveillance environnementale concernant l’exposition actuelle au Canada ont été trouvées. Au Canada, une concentration maximale de 0,29 µg/L a été mesurée dans tous les échantillons (n = 2) d’eau minérale naturelle embouteillée prélevée dans 27 pays, dont le Canada (Guart et coll., 2014). La dose journalière estimée pour la substance de n^o CAS 96-76-4 provenant de l’eau embouteillée devrait être négligeable (< 2,5 ng/kg p.c./j). Sa présence a également été détectée dans les eaux de surface en Slovaquie (Slobodnik et coll., 2012) et dans les eaux souterraines au Royaume-Uni (R.‑U.) (White et coll., 2016). Les estimations pour l’eau potable ont été obtenues avec la CEE la plus élevée (0,9 µg/L) modélisée pour tenir compte de sa présence dans les eaux de surface (tableau 7-8). L’estimation de la DJM due à l’exposition par l’eau potable était de 0,00012 mg/kg p.c./j (nourrissons de 0 à 5 mois; annexe B, tableau B-1).

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. La substance de n^o CAS 96-76-4 peut être employée comme composant dans les matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP pour cette substance a été jugée négligeable (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle due à l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Des détails sont présentés à l’annexe C. Les utilisations de cette substance dans les lubrifiants, les graisses, les carburants et les produits connexes dans des produits disponibles pour les consommateurs connexes ont été déclarées en réponse aux enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2013; ECCC, 2017). On a estimé l’exposition par utilisation lors de la vidange d’huile moteur par un consommateur. L’exposition cutanée a été estimée à 0,0023 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte (19 ans et plus).

8.3.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 96-76-4 a déjà été évaluée par l’EPA dans le cadre de son programme HPV Challenge Program (US EPA, 2009). Cette substance a été groupée avec la substance de n^o CAS 128-39-2. Le regroupement de ces deux substances est justifié par le fait que la catégorie des « alkylphénols mixtes disubstitués et trisubstitués », définie par l’EPA (2009) et qui contient sept substances, à savoir les substances des nos CAS 128-39-2, 96-76-4, 120-95-6, 2772-45-4, 2416-94-6, 17540-75-9 et 732-26-3, est basée sur des propriétés structurales, physico-chimiques et toxicologiques similaires. La concentration d’effet critique a été établie à partir d’une étude à doses répétées de 28 jours dans laquelle des rats Wistar (n = 5/sexe/dose) ont été exposés à la substance de n^o CAS 128-39-2 à raison de 0, 15, 100 ou 600 mg/kg p.c./j par gavage (voie orale). La DSENO pour la toxicité générale était de 100 mg/kg p.c./j d’après l’augmentation du poids du foie et des changements histopathologiques connexes observés à la dose maximale d’essai.

Dans une étude combinée de toxicité pour la reproduction à doses répétées, faisant appel à des protocoles semblables à ceux des lignes directrices (LD) 415 et 408 de l’OCDE, respectivement, des rats Sprague-Dawley ont été exposés à 0, 50, 150 ou 300 mg/kg p.c./j de la substance de n^o CAS 96-76-4 par le régime alimentaire (ECHA, c2007-2015a). Une DSENO de 150 mg/kg p.c./j a été rapportée pour la perte de poids corporel. Toutefois, cela a pu être dû à des problèmes de sapidité de la nourriture traitée, car on a observé une réduction de la consommation alimentaire à la fois chez les mâles et les femelles aux doses moyenne et élevée. Les effets sur le foie se sont révélés entièrement réversibles. La capacité de reproduction n’a pas été modifiée chez les animaux parents (P0). On a observé une réduction du nombre moyen de petits F1 nés à la dose la plus élevée. Toutefois, cette réduction était associée à des signes de négligence maternelle (absence de lait dans l’estomac et non-retrait du placenta ou des membranes fœtales). On a observé une réduction dépendante de la dose de la consommation alimentaire chez les petits F1, ainsi qu’une diminution du poids corporel. Une DSENO de 150 mg/kg p.c./j a été établie pour le poids corporel des petits F1. Aucun effet n’a été signalé chez les petits F2.

8.3.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 100 mg/kg p.c./j (une valeur obtenue par extrapolation d’après la substance de n^o CAS 128-39-2, basée sur l’augmentation du poids du foie et les changements histopathologiques connexes observés à la dose d’essai suivante dans une étude de 28 jours) a été établie comme effet critique sur la santé aux fins de comparaison avec l’estimation la plus élevée de l’exposition potentielle (par la vidange d’huile par un consommateur, soit 0,0023 mg/kg p.c./j, adultes de 19 ans et plus). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 43 000) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et sur les effets sur la santé.

8.4 Évaluation de la substance de n^o CAS 98-54-4

8.4.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 98-54-4. À l’étranger, on a détecté sa présence dans l’air intérieur et l’air extérieur en Californie, aux États‑Unis, à raison de 32 et 3,4 ng/m³, respectivement (Rudel et coll., 2010). On a également signalé sa présence dans l’air intérieur (médiane de 36,3 ng/m³) au Japon (Saito et coll., 2004). Cette substance n’a pas été décelée dans les eaux de surface au Danemark (Long et coll., 2014). Toutefois, elle a été signalée dans les eaux de surface et les eaux pluviales d’orage en France (Zgheib et coll., 2012; Colin et coll., 2014) et dans les eaux de surface en Chine (Liu et coll., 2017b). Enfin, sa présence a également été rapportée dans les eaux souterraines en Californie, aux États‑Unis (Mohler et coll., 2013) et au Vietnam (Duong et coll., 2015).

Étant donné qu’aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’a été trouvée, les estimations pour l’eau potable ont été générées à l’aide de la CEE la plus élevée (0,0030 mg/L) modélisée pour tenir compte de sa présence dans les eaux de surface (tableau 7-8). La DJM estimative découlant de l’exposition par l’eau potable était de 0,00039 mg/kg p.c./j (nourrissons de 0 à 5 mois; annexe B, tableau B-1). La contribution par l’air intérieur et l’air ambiant devrait être négligeable (< 2,5 mg/kg p.c./j).

La substance de n^o CAS 98-54-4 est reconnue comme aromatisant alimentaire partout dans le monde. Il est donc possible qu’elle soit utilisée à cette fin dans des aliments vendus au Canada.

Le JECFA a évalué la substance de n^o CAS 98-54-4 en tant qu’aromatisant alimentaire et a estimé que la dose par habitant découlant de cette utilisation était de 0,01 µg/j (0,0002 µg/kg p.c./j) aux États-Unis (International Organization of the Flavor Industry, 1995; Lucas et coll., 1999; tous deux cités dans le document de l’OMS de 2001).

Seules de rares informations qualitatives sont disponibles sur la présence naturelle de la substance de n^o CAS 98-54-4 dans les aliments. On trouve cette substance dans l’origan (Coridothymus capitatus [L.] Richb.) et le miel (Nijssen, 1963-2018). Même si on n’a trouvé aucune information sur les concentrations présentes dans ces aliments, la présence naturelle de la substance de n^o CAS 98-54-4 devrait contribuer de manière négligeable à l’exposition globale à cette substance par le régime alimentaire (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. L’exposition potentielle des consommateurs de cette substance par des véhicules automobiles a été estimée. L’estimation de l’exposition la plus élevée concernait l’utilisation d’un additif pour carburant dans un véhicule automobile. L’exposition cutanée a été estimée à 0,013 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte (19 ans et plus). D’autres scénarios d’utilisation potentielle de cette substance ont été examinés (vidange d’huile par un consommateur et utilisation d’époxy marin spécialisé et de durcisseur pour peinture automobile), mais les estimations de l’exposition étaient inférieures à celles de l’additif pour le carburant utilisé par le consommateur.

8.4.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 98-54-4 a déjà été évaluée par l’ECHA (2012), l’EPA (2009) et la Commission européenne (CE, 2008), et a fait l’objet d’un EDD par l’OCDE (2000). Dans une étude préalable combinée de la toxicité à doses répétées et de la toxicité pour la reproduction (LD 422 de l’OCDE), des rats Sprague-Dawley (n = 13/sexe/dose) ont été exposés à 0, 20, 60 ou 200 mg/kg p.c./j de la substance de n^o CAS 98-54-4 par gavage (voie orale). La DSENO pour la génération des parents était de 60 mg/kg p.c./j d’après une détresse respiratoire constatée chez les femelles et d’une variation des valeurs des paramètres sanguins chez les mâles à la dose d’essai suivante. Toutefois, la gravité de ces effets a été jugée équivoque. Aucun effet sur la fertilité n’a été observé aux doses d’essai (ECHA, 2012) dans une étude de toxicité pour la reproduction sur deux générations (LD 416 de l’OCDE) dans laquelle des rats ont été exposés à 0, 800, 2 500 ou 7 500 ppm (0, 70, 200 ou 600 mg/kg p.c./j) dans leur régime alimentaire (ECHA, 2012). Une DSENO de 70 mg/kg p.c./j a été trouvée pour la toxicité pour la reproduction et le développement. La DSENO maternelle (70 mg/kg p.c./j) était basée sur une diminution de la prise de poids corporel, une réduction de la consommation alimentaire et une diminution du poids des ovaires et des surrénales chez la génération P0. La DSENO pour la progéniture (70 mg/kg p.c./j) était basée sur une diminution du poids corporel des petits et du poids de la portée dans les générations F1 et F2.

8.4.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

En l’absence de données sur l’utilisation réelle de la substance de n^o CAS 98-54-4, les données du JECFA concernant l’estimation de la dose par habitant pour la population américaine constituent des données substituts acceptables sur l’exposition possible par le régime alimentaire à cette substance au Canada, puisqu’elle est employée dans les aliments par la population générale (1 an et plus), pourvu qu’elle soit utilisée comme aromatisant dans les aliments vendus au Canada (International Organization of the Flavor Industry, 1995; Lucas et coll., 1999; tous deux cités dans JECFA, 2001). Le JECFA a conclu qu’il n’y avait « aucun enjeu de sécurité aux doses estimées ».

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 70 mg/kg p.c./j (pour la toxicité pour la reproduction et le développement) a été déterminée comme effet critique sur la santé aux fins de comparaison avec l’estimation de l’exposition potentielle la plus élevée, c’est-à-dire due à l’utilisation d’un additif pour carburant par le consommateur (0,013 mg/kg p.c./j, adultes de 19 ans et plus). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 5 400) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

8.5 Évaluation de la substance de n^o CAS 118-82-1

8.5.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 118-82-1. En raison de la pression de vapeur négligeable et de la faible solubilité dans l’eau de cette substance (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

La substance de n^o CAS 118-82-1 peut être un composant d’additifs indirects (par exemple, les lubrifiants) utilisés dans les établissements de transformation alimentaire au Canada. Cependant, on ne prévoit aucun contact direct avec les aliments ni aucune exposition de la population générale par cette source (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. La présence de la substance de n^o CAS 118-82-1 a été signalée dans des lubrifiants (FDS, 2016). On a estimé que l’exposition potentielle des consommateurs utilisant ce produit pour automobile (vidange d’huile) se produit principalement par la voie cutanée et se chiffre à 0,023 mg/kg p.c./j pour un adulte (19 ans et plus).

8.5.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 118-82-1 n’est pas génotoxique d’après le test d’Ames, le test HPRT, l’essai d’aberration chromosomique ou le test de recombinaison mitotique. Deux études à doses répétées ont été réalisées : une étude de 28 jours chez le rat (Ligne directrice 207 de l’OCDE) et une étude de 6 mois à 2 ans chez le chien Beagle (Ligne directrice 452 de l’OCDE). Ces études ont fait état d’effets hépatiques (chez le rat et le chien) et thyroïdiens (chez le rat), qui étaient entièrement réversibles après une période de récupération. Dans une étude de toxicité pour la reproduction sur deux générations (Ligne directrice 416 de l’OCDE), des rats ont été exposés à 0, 15, 60, 100, 500 ou 3 000 ppm par leur régime alimentaire. Aucun effet sur la fertilité, la viabilité ou la morphologie de la progéniture n’a été observé aux doses d’essai. Dans une étude combinée de toxicité chronique et de cancérogénicité (Ligne directrice 453 de l’OCDE), des rats ont été exposés pendant 2 ans à 0, 15, 60, 100, 500 ou 3 000 ppm par leur régime alimentaire, ce qui équivaut à 0,55, 2,14, 3,56, 18,1 ou 107 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 0,67, 2,63, 4,35, 22,2 ou 138 mg/kg p.c./j chez les femelles (n = 25 à 50/sexe/dose). Aucune tumeur n’est apparue, quelle que soit la dose. Cependant, on a observé une augmentation de la fréquence et de la gravité des lésions hépatiques à 18,1 mg/kg p.c./j (mâles) et à 22,2 mg/kg p.c./j (femelles). Par conséquent, la DSENO dans cette étude est de 100 ppm (ce qui équivaut à 3,56 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 4,35 mg/kg p.c./j chez les femelles). Ces résultats proviennent de données soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (Règlement concernant l’enregistrement, l’évaluation et l’autorisation des substances chimiques, ainsi que les restrictions applicables à ces substances) (ECHA, c2007-2017).

8.5.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

L’exposition estimée potentielle la plus élevée provient d’un scénario de vidange d’huile par un consommateur (0,023 mg/kg p.c./j, adultes de 19 ans et plus). Aucune ME n’a été calculée pour la toxicité pour la reproduction, car aucun effet toxicologique n’a été rapporté à la dose maximale d’essai. D’après les données empiriques, la DSENO de 3,56 mg/kg/j (augmentation de la fréquence des lésions hépatiques chez les mâles) a été observée pour l’effet sur la santé aux fins de comparaison avec les estimations de l’exposition potentielle. La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 155) pour tenir compte des incertitudes dans la base de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

8.6 Évaluation de la substance de n^o CAS 128-37-0

8.6.1 Évaluation de l’exposition

Milieux naturels et aliments

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 128-37-0. À l’étranger, sa présence a été signalée dans l’air intérieur au Japon selon une plage variant de 292 ng/m³ à 3 510 ng/m³, avec une concentration médiane de 550 ng/m³ (Kanazawa et coll., 2010). On a également signalé sa présence dans la poussière selon une plage variant de 0,76 μg/g à 7,34 μg/g, avec une concentration médiane de 4,31 μg/g aux États‑Unis (Wang et coll., 2016) et ailleurs à l’étranger (Kanazawa et coll., 2010; Papadopoulos et coll. ,2013; Bamai et coll., 2014; Liu et coll., 2017a). Cependant, la substance de n^o CAS 128-37-0 n’a pas été détectée dans 11 échantillons de sol au Portugal (Fernandes et coll., 2014) et 9 échantillons de sol en Colombie (Hernández et coll., 2012). La substance de n^o CAS 128-37-0 a été mesurée dans les eaux de surface aux États-Unis, la concentration maximale rapportée étant de 35 ng/L (Baker et coll., 2014) et ailleurs dans le monde (Gomez et coll., 2012; Hernández et coll., 2012; Slobodnik et coll., 2012; O’Brien et coll., 2016; Allinson et coll., 2015; Polidoro et coll., 2017). Sa présence a également été observée dans les eaux de surface et les eaux souterraines en Espagne (Cabeza et coll., 2012; Pitarch et coll., 2016).

Vu l’absence de données de surveillance dans l’environnement canadien, les valeurs dans l’eau potable ont été estimées d’après la CEE la plus élevée (0,0062 mg/L) modélisée pour tenir compte de la présence de la substance dans les eaux de surface (tableau 7-9).

La présence de la substance de n^o CAS 128-37-0 a été signalée à l’état naturel dans l’environnement, c’est‑à‑dire qu’elle est dégagée par des champignons associés au stockage des olives avant leur transformation (Gharbi et coll. 2017). C’est un antioxydant qui pourrait être utilisé au Canada comme additif alimentaire (agent de conservation) dans divers aliments (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence). Dans certains cas, il peut entrer en contact avec les aliments par leur emballage. La Liste des agents de conservation autorisés énumère les denrées alimentaires auxquelles cette substance peut être ajoutée et sa limite maximale d’utilisation dans chaque aliment. Ces limites d’utilisation s’appliquent à la substance de n^o CAS 128-37-0 seule ou lorsqu’elle est utilisée en combinaison avec l’hydroxyanisole butylé, le gallate de propyle ou la tert‑butylhydroquinone, pour un total de quatre antioxydants. La limite maximale d’utilisation, c’est-à-dire la concentration maximale pouvant se trouver dans les denrées alimentaires, doit être respectée, que la substance de n^o CAS 128-37-0 ait été directement ajoutée à la denrée alimentaire ou l’ait été indirectement par contact avec son emballage.

On a estimé l’exposition à la substance de n^o CAS 128-37-0 par le régime alimentaire au Canada d’après son utilisation comme agent de conservation des aliments en multipliant la consommation alimentaire autorisée du produit pouvant la contenir par la quantité de la substance de n^o CAS 128-37-0 contenue dans ces aliments. La consommation d’aliments était basée sur les apports alimentaires individuels d’une journée des « mangeurs seulement » déclarés par les répondants à l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (Statistique Canada, 2015). La quantité de la substance de n^o CAS 128-37-0 présumée être présente dans les aliments était basée sur les plus grandes quantités utilisées déclarées par l’industrie pour les utilisations autorisées de la substance de n^o CAS 128-37-0 (les concentrations utilisées allaient de 0,0000003 % dans les tissus adipeux de bœuf partiellement dégraissés à 0,02 % dans les graisses et les huiles). Les aliments contenant une faible quantité de la substance de n^o CAS 128-37-0 et dont la contribution à l’exposition par le régime alimentaire était négligeable ont été exclus de l’évaluation de l’exposition. La moyenne et la valeur au 90^e centile de l’exposition par le régime alimentaire ont été estimées de cette manière pour différents groupes d’âge (annexe B, tableau B-2). La substance de n^o CAS 128‑37‑0 peut également être utilisée dans la fabrication d’autres matériaux d’emballage alimentaire, tels que les adhésifs et les revêtements. Dans ces cas, on a jugé que la DJP est négligeable pour cette substance (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

La dose journalière estimative de la substance de n^o CAS 128-37-0 par les milieux environnementaux et les aliments est présentée à l’annexe B (tableau B-3). La dose maximale estimative de la substance de n^o CAS 128-37-0 était de 0,15 mg/kg p.c./j (de 1 à 3 ans) dans la population générale.

Produits disponibles pour les consommateurs

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. Les estimations des utilisations qui donnent lieu à l’exposition maximale potentielle par voie orale, par inhalation ou par voie cutanée (on parle alors de scénarios sentinelles) sont présentées dans le tableau 8-1. Pour ce qui est de l’estimation de l’exposition potentielle par voie cutanée, l’absorption cutanée a été établie à 0,41 % (voir la description ci‑dessous).

D’autres scénarios d’utilisation potentielle de la substance de n^o CAS 128-37-0 ont été examinés (par exemple, comme ingrédient non médicinal dans les produits de santé naturels et autres médicaments en vente libre; dans les cosmétiques [nettoyants pour le corps, exfoliants, crèmes hydratantes pour le visage, démaquillants, produits de rasage, shampooing, revitalisants capillaires, colorants capillaires, produits de maquillage et crèmes pour les pieds], ainsi que l’exposition cutanée aux plastiques/caoutchoucs, aux peintures pour murs, aux peintures pour enfants, aux encres, aux bougies, aux produits de nettoyage, aux adhésifs et aux produits d’étanchéité, et aux appâts de chasse). Toutefois, ces scénarios ont donné lieu à des estimations de l’exposition inférieures à celles qui sont présentées dans le tableau 8-1.

Abréviation : s.o. = sans objet.
^a Pour l’exposition potentielle estimée par voie cutanée, l’absorption cutanée était de 0,41 % pour la substance de n^o CAS 128-37-0.
^b Pour toutes les substances de ce groupe, on a formulé l’hypothèse d’une absorption par voie orale à 100 %.
^c Ces valeurs tiennent compte de la fréquence d’utilisation journalière supposée, de sorte que pour les estimations à l’aide de ConsExpo, la valeur d’exposition journalière moyenne sur l’année a été utilisée. Voir l’annexe C pour de plus amples renseignements sur les modèles et les paramètres utilisés.
^d Communication personnelle de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^e FDS, 2014a.
^f Malshe et Sikchi, 2004.
^g Communication personnelle de la Direction des produits thérapeutiques (DPT), SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^h Vu le grand nombre (environ 8 000) et la variété de produits cosmétiques appliqués sur la peau qui contiendraient la substance de n^o CAS 128-37-0, il a été envisagé d’estimer l’exposition combinée à la substance de n^o CAS 128‑37-0 par les nombreux produits appliqués sur la peau. L’exposition combinée a été estimée à partir de l’utilisation journalière potentielle de la crème hydratante pour le corps, de savon pour le corps (solide), de maquillage pour le visage (solide), d’un antisudorifique ou déodorant, et d’un produit parfumé.
ⁱ Les concentrations sont présentées à l’annexe C.
^j FDS, 2010b.

Potentiel d’absorption cutanée

Pour l’estimation de l’exposition systémique cutanée potentielle à la substance de n^o CAS 128-37-0, on a utilisé un taux d’absorption cutanée de 0,41 % obtenu d’après les expériences in vitro sur de la peau de porcs (Central Toxicology Laboratory, 1998, cité dans Lanigan et Yamarik, 2002). Dans cette étude in vitro sur l’absorption cutanée, la substance de n^o CAS 128-37-0 a été utilisée sur de la peau de porcs âgés de 6 à 8 semaines. La substance de n^o CAS 128-37-0 a été appliquée sur les membranes cutanées reposant dans de l’huile de maïs (200 µL/cm²) pendant 30 minutes, rincées puis laissées à découvert. Des échantillons du liquide récepteur ont été prélevés à plusieurs moments et on a appliqué plusieurs fois des bandes adhésives pour évaluer l’exposition de la couche cornée. À la fin de l’expérience, 0,07 % de la dose appliquée de la substance de n^o CAS 128-37-0 a été extrait de la chambre réceptrice, 0,29 % a été récupéré dans l’épiderme et le derme, et on a calculé qu’un total moyen de 0,05 % a été récupéré dans la couche cornée, pour un total de 0,41 % (Central Toxicology Laboratory, 1998, cité dans Lanigan et Yamarik, 2002).

Deux études supplémentaires ont été prises en compte pour l’absorption cutanée de la substance de n^o CAS 128-37-0. Dans une étude in vivo, de la substance [¹⁴C] de n^o CAS 128-37-0 (10 % dans du Labrafil) a été appliquée aux cobayes, 10 % sont restés sur la peau, et moins de 4 % de la radioactivité a été excrétée (Courtheoux et coll., 1986). Cette étude a été considérée comme une surestimation de l’absorption cutanée parce qu’elle utilisait un excipient (le Labrafil) qui est utilisé afin d’améliorer la biodisponibilité et qui sert de substance solubilisante (Delongeas et coll., 2010). En outre, les auteurs de cette étude n’ont pas indiqué certains paramètres, notamment la charge cutanée, les durées d’exposition et les mesures de contrôle de la qualité, dont les taux de récupération. Dans une étude in vitro, la substance de n^o CAS 128-37-0 radiomarqué (5 µg/cm²) dans de l’acétone a été appliquée sur la peau excisée de rates Fuzzy. La fraction de la radioactivité cutanée présente dans la couche cornée était d’environ 13 % (Bronaugh et coll., 1989). On a également considéré que cette étude surestimait l’absorption cutanée, car les auteurs ont utilisé un excipient (l’acétone) connu pour perturber la barrière cutanée de la peau des rats, ce qui a mené à une surestimation de l’absorption cutanée (Rissmann et coll., 2009).

Dans un article de synthèse de 2002, les évaluateurs ont conclu que la substance de n^o CAS 128-37-0 demeure principalement sur la peau et est lentement absorbée avec une exposition généralisée minime par rapport à la voie orale (Lanigan et Yamarik, 2002).

8.6.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 128-37-0 a été évaluée par le JECFA (OMS, 1995), dans l’EDD de l’OCDE (2002) et l’EFSA (2012). Santé Canada a participé à l’évaluation de la substance de n^o CAS 128-37-0 par le JECFA, qui a établi une dose journalière admissible (DJA) atteignant 0,3 mg/kg p.c. pour cette substance et qui juge cette DJA appropriée. La DJA a été calculée avec une DSENO de 25 mg/kg p.c./j, basée sur une étude de toxicité orale à long terme, à doses répétées, réalisée sur des rats Wistar exposés à 0, 25, 100 ou 500 mg/kg p.c./j (traitement pendant 22 mois, avec exposition in utero; Price, 1994, étude non publiée) et l’application d’un facteur d’incertitude de 100. Les lésions critiques observées dans cette étude étaient dues à l’induction d’enzymes hépatiques et à l’hyperactivité thyroïdienne, qui se sont produites aux deux doses les plus élevées.

Dans un bioessai de deux ans sur le cancer chez les rongeurs, la substance de n^o CAS 128-37-0 s’est révélée non cancérogène (NTP, 1979). Cependant, des études de suivi ont indiqué qu’il pouvait agir comme un promoteur de tumeurs (Olsen et coll., 1986, cité dans EFSA, 2012). Par conséquent, une limite inférieure de l’intervalle de confiance de la dose-repère pour un effet de 10 % (LICDR₁₀) pour le carcinome hépatocellulaire a été établie à 247 mg/kg p.c./j (EFSA, 2012).

8.6.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Le tableau 8-2 présente les expositions estimatives pertinentes et les concentrations critiques d’effet sur la santé, ainsi que les ME résultantes pour la caractérisation des risques pour la santé humaine liés à l’exposition à la substance de n^o CAS 128-37-0.

Abréviation : ME = marge d’exposition.
^a Pour l’exposition potentielle estimée par voie cutanée, on a utilisé une absorption cutanée de 0,41 % pour la substance de n^o CAS 128-37-0 d’après les données expérimentales (voir la description dans le texte).
^b Pour toutes les substances de ce groupe, on a fait l’hypothèse d’une absorption orale à 100 %.
^c DSENO.

Les ME sont considérées comme suffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé, et pour assurer une protection contre les effets nocifs qui surviennent aux doses supérieures à 25 mg/kg p.c./j.

8.7 Évaluation de la substance de la substance de n^o CAS 128-39-2

8.7.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’a été trouvée pour la substance de n^o CAS 128-39-2. Ailleurs dans le monde, on a signalé sa présence dans les eaux de surface en Slovaquie (Slobodnik et coll., 2012) et dans les eaux souterraines au Royaume‑Uni (White et coll., 2016). Cependant, il n’a pas été détecté dans les eaux souterraines en Guyane, en Guadeloupe, en Martinique, à la Réunion et à Mayotte (Vulliet et coll. 2014).

Les valeurs estimatives dans l’eau potable ont été obtenues en utilisant la CEE la plus élevée (12 µg/L) modélisée pour mesurer la substance dans les eaux de surface (tableau 7-9). L’estimation de la dose journalière maximale due à l’exposition par l’eau potable était de 0,0015 mg/kg p.c./j (0-5 mois; annexe B, tableau B-1).

La substance de n^o CAS 128-39-2 n’a pas été trouvée comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence). Cette substance peut être un composant d’additifs indirects (par exemple, les lubrifiants) utilisés dans les établissements de transformation alimentaire au Canada. Cependant, aucun contact direct avec les aliments n’est prévu, et on ne s’attend pas à ce que cette source entraîne une exposition (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. Son utilisation dans les lubrifiants et les graisses dans les produits disponibles pour les consommateurs a été rapportée dans une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2009, ECCC, 2017). La substance de n^o CAS 128-39-2 a également été trouvée dans un additif pour carburant (FDS, 2015). L’exposition potentielle des consommateurs qui l’emploient pour l’automobile (vidange d’huile, additif pour carburant) a été estimée. L’exposition la plus élevée par utilisation était liée à l’emploi d’un additif pour carburant dans un véhicule automobile. L’exposition cutanée a été estimée à 0,13 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte (19 ans et plus).

8.7.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 128-39-2 a déjà été évaluée par l’EPA dans le cadre de son programme HPV Challenge Program (US EPA, 2009) et par l’OCDE (1994) dans un EDD. L’EPA a fondé sa concentration d’effet critique pour la toxicité générale sur une étude à doses répétées de 28 jours dans laquelle des rats Wistar (n = 5/sexe/dose) ont été exposés à cette substance à raison de 0, 15, 100 ou 600 mg/kg p.c./j par gavage (voie orale). La DSENO était de 100 mg/kg p.c./j d’après l’augmentation du poids du foie et des changements histopathologiques connexes observés à la dose maximale d’essai.

8.7.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 100 mg/kg p.c./j, l’augmentation du poids du foie et les changements histopathologiques connexes, dans une étude de 28 jours, ont été considérés comme les effets critiques sur la santé aux fins de comparaison avec l’exposition potentielle maximale, c’est‑à‑dire l’utilisation d’un additif pour carburant par le consommateur (0,13 mg/kg p.c., adultes de 19 ans et plus). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 770) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

8.8 Évaluation de la substance de n^o CAS 1843-03-4

8.8.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 1843-03-4. En raison de sa faible pression de vapeur et de sa solubilité négligeable dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. Cette substance peut être employée comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP a été estimée à 0,0018 mg/kg p.c./j pour la population générale (1 an et plus) (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

Aucune donnée n’a été trouvée pour l’utilisation de la substance dans les produits disponibles pour les consommateurs. Aucune utilisation par les consommateurs n’a été relevée dans une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (EC, 2013, ECCC, 2017). Par conséquent, il ne devrait pas y avoir d’exposition à cette substance par les produits disponibles pour les consommateurs.

8.8.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 1843-03-4 n’est pas génotoxique selon le test d’Ames (LD 471 de l’OCDE), l’essai d’aberration chromosomique sur mammifères in vitro (LD 473 de l’OCDE) ou l’essai de mutation génique sur cellules de mammifères in vitro (LD 476 de l’OCDE). Il n’y a pas eu de bioessai de détermination du cancer sur deux ans ni d’étude multigénérationnelle pour la reproduction et le développement avec cette substance. L’étude clé consistait à administrer des doses répétées pendant 13 semaines à des rats mâles et femelles exposés à 0, 100, 500 ou 5 000 ppm par leur régime alimentaire (doses équivalant à 0, 6, 30 ou 300 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 0, 5, 25 ou 250 mg/kg p.c./j chez les femelles). Des DSENO de 25 mg/kg p.c./j chez les femelles et de 30 mg/kg p.c./j chez les mâles ont été établies d’après une diminution relative du poids du foie et une augmentation relative du poids de la rate et des surrénales. On a également observé une diminution du poids corporel, mais ce résultat n’a pas été jugé significatif sur le plan statistique ou toxicologique. Ces résultats proviennent des données soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (ECHA, c2007-2015b).

8.8.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 25 mg/kg p.c./j, établie par une diminution relative du poids du foie et une augmentation relative du poids de la rate et des surrénales qui ont été considérées comme des effets critiques sur la santé, a été comparée à l’exposition journalière maximale et à l’utilisation potentielle de la substance comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire (0,0018 mg/kg p.c./j pour la population générale [1 an et plus]). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 14 000) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

8.9 Évaluation de la substance de n^o CAS 2082-79-3

8.9.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour le n^o CAS 2082-79-3. En raison de sa pression de vapeur négligeable et de sa faible solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. Cette substance peut être employée dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP de cette substance a été jugée négligeable (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. Les utilisations estimatives qui entraînent l’exposition potentielle maximale par voie orale ou cutanée (scénarios sentinelles) sont présentées dans le tableau 8-3. En raison de la pression de vapeur négligeable de cette substance, on ne s’attend pas à ce qu’il y ait une exposition par inhalation. Pour estimer l’exposition potentielle par voie cutanée, on a présumé que le facteur d’absorption cutanée était de 100 %.

D’autres scénarios d’utilisation potentielle de cette substance ont été examinés (par exemple, l’exposition cutanée à divers produits : plastiques, caoutchouc, tissus, textiles, mobiliers, adhésifs, produits d’étanchéité, produits cosmétiques comme les produits de bain, les produits de maquillage, le shampooing, l’après-shampooing et le vernis à ongles, ainsi que les tampons encreurs, les marqueurs corporels et les bougies), mais ils ont donné des valeurs estimatives de l’exposition inférieures à celles qui sont présentées dans le tableau 8-3.

Abréviation : s.o. = sans objet.
^a On a supposé que l’absorption orale et l’absorption cutanée étaient équivalentes.
^b Ces valeurs tiennent compte de la fréquence d’utilisation journalière présumée. Pour les estimations de ConsExpo, la valeur d’exposition journalière moyennée sur un an a été utilisée. Voir l’annexe C pour de plus amples renseignements sur les modèles et les paramètres utilisés.
^c Communication personnelle de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.

8.9.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 2082-79-3 a déjà été évaluée par l’OCDE (2006) dans un rapport d’évaluation initiale. L’OCDE avait conclu que cette substance présentait un potentiel de danger faible.

Pour ce qui est de la toxicité générale, deux études sont décrites (OCDE, 2006). Dans une étude, des rats ont été exposés par gavage (voie orale) à 0, 5, 30, 100 ou 300 mg/kg p.c./j (n = 5/sexe/dose) dans une étude de toxicité orale à doses répétées de 28 jours (LD 407 de l’OCDE). La DSENO était de 30 mg/kg p.c./j d’après les effets sur le foie (augmentation du poids du foie et des enzymes). Dans la deuxième étude, des chiens (n = 5/sexe/dose) ont été exposés pendant 90 jours à 0, 1 000, 3 000 ou 10 000 ppm par le régime alimentaire (équivalant à 0, 32, 92 ou 295 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 0, 35, 97 ou 336 mg/kg p.c./j chez les femelles). Les DSENO obtenues dans cette étude étaient de 32 mg/kg p.c./j chez les mâles et de 35 mg/kg p.c./j chez les femelles, d’après l’augmentation du poids du foie et de la phosphatase alcaline.

En ce qui concerne la toxicité pour la reproduction et le développement, deux études sont décrites (OCDE, 2006). Dans une étude, des rats ont été exposés par le régime alimentaire à 0, 500, 1 500 ou 5 000 ppm (équivalant à 0, 32, 96 ou 315 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 0, 39, 111 ou 373 mg/kg/j chez les femelles) pendant deux générations (10 à 12 semaines avant l’accouplement, pendant l’accouplement, pendant la gestation et jusqu’au sevrage de la progéniture). Les DSENO pour la toxicité pour les parents étaient de 96 (M) ou 111 mg/kg p.c./j (F). Aucune toxicité n’a été observée pour la reproduction jusqu’à la dose maximale d’essai. En effet, aucun effet n’a été constaté sur l’accouplement, le taux de grossesse ou la durée de la gestation. Les DSENO pour la toxicité pour le développement ont été fixées à 32 (M) ou 39 mg/kg p.c./j (F). Toutefois, les effets observés n’étaient pas cohérents entre les générations F1 et F2 et il n’a pas été possible de déterminer s’ils étaient liés au traitement. En outre, aucun effet n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai dans une autre étude de toxicité pour le développement (LD 414 de l’OCDE) dans laquelle des rats et des souris ont été exposés à 0, 150, 500 ou 1 000 mg/kg p.c./j par gavage (voie orale).

8.9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Le tableau 8-4 présente les estimations pertinentes de l’exposition et les concentrations critiques d’effet sur la santé, ainsi que les ME résultantes pour la caractérisation du risque pour la santé humaine associé à l’exposition à la substance de n^o CAS 2082‑79‑3.

Abréviation : ME = marge d’exposition.
^a DSENO.

Ces ME sont jugées suffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition.

8.10 Évaluation de la substance de n^o CAS 4221-80-1

8.10.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 4221-80-1. En raison de sa pression de vapeur négligeable et de sa faible solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Cette substance peut être employée dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. On ne prévoit aucune exposition par cette source, car la substance n’entre pas en contact direct avec les aliments (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

La substance serait utilisée dans certains vernis à ongles au Canada (communication personnelle de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence). En raison de sa pression de vapeur négligeable (tableau 3-1), l’exposition à cette substance par inhalation due à l’utilisation de vernis à ongles devrait être négligeable.

8.10.2 Évaluation des effets sur la santé

Aucune toxicité n’a été signalée pour la substance de n^o CAS 4221-80-1. Cette substance n’est pas génotoxique et aucune cancérogénicité n’a été observée jusqu’à 8 mg/kg p.c./j (dose maximale d’essai). Aucun effet n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai dans plusieurs études à doses répétées menées selon les lignes directrices de l’OCDE, y compris : 1) une étude de 28 jours chez le rat (LD 407 de l’OCDE), dans laquelle aucun effet n’a été constaté jusqu’à la dose de 2 263 mg/kg p.c./j; 2) une étude de 13 semaines chez le rat (LD 408 de l’OCDE) dans laquelle aucun effet n’a été observé jusqu’à la dose de 1 687 mg/kg p.c./j; 3) une étude de 13 semaines chez le chien Beagle (LD 409 de l’OCDE) dans laquelle aucun effet n’a été observé jusqu’aux dose de 691 (M) et 704 mg/kg p.c./j (F), respectivement; et 4) une étude de toxicité prénatale pour le développement réalisée chez la souris et le rat (LD 414 de l’OCDE), dans laquelle aucun effet n’a été observé jusqu’à la dose de 3 000 mg/kg p.c./j. Ces résultats sont tirés de données soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (ECHA, c2007-2015c).

8.10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Aucun effet sur la santé n’a été observé aux doses maximales d’essai dans les études de toxicité. Cependant, on estime que cette substance présente un faible potentiel de danger et, par conséquent, il n’a pas paru justifié de caractériser son potentiel d’exposition. Les risques pour la santé humaine sont considérés comme faibles.

8.11 Évaluation de la substance de n^o CAS 6386-38-5

8.11.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 6386-38-5. En raison de sa faible pression de vapeur et de sa solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Cette substance peut être employée dans la composition d’additifs indirects (par exemple, les lubrifiants) utilisés dans les établissements de transformation alimentaire au Canada. Cependant, on ne prévoit aucune exposition par cette source, car la substance n’entre pas en contact direct avec les aliments (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence). Elle peut également être utilisée comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP pour cette substance a été jugée négligeable (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

La substance a été signalée dans les parfums (OCDE, 2001). En raison de la faible pression de vapeur de cette substance (tableau 3-1), l’exposition à cette substance par inhalation due à l’utilisation de parfum devrait être négligeable. L’exposition cutanée a été estimée à 0,099 mg/kg p.c./j pour un adulte (19 ans et plus; annexe C).

8.11.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 6386-38-5 a déjà été évaluée par l’OCDE dans un rapport d’évaluation initiale (OCDE, 2001), où il avait été conclu qu’il n’y avait à ce moment-là aucune préoccupation pour la santé. L’étude principale consistait en une étude sur deux générations dans laquelle des rats mâles et femelles (n = 15/dose) ont été exposés à 0, 10, 100 ou 250 mg/kg p.c./j. Une DSENO de 10 mg/kg p.c./j a été établie d’après l’augmentation du poids du foie et des changements histopathologiques connexes à la dose d’essai suivante chez les sujets de la génération P0. Aucun effet sur la fertilité ou la gestation n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai. La DSENO établie pour les effets sur le développement est de 100 mg/kg p.c./j et est basée sur une diminution de la taille des portées, du poids des petits et de la viabilité des petits. Toutefois, ces effets ont été observés uniquement en présence de toxicité pour les parents.

8.11.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

L’exposition potentielle la plus élevée pour la substance de n^o CAS 6386-38-5 est liée à l’utilisation de parfum (0,099 mg/kg p.c./j, adultes de 19 ans et plus). Aucune ME n’a été calculée, car à la dose maximale d’essai, on n’a observé aucun effet toxicologique sur la reproduction ou le développement, qui sont considérés comme les effets critiques appropriés sur la santé dans les scénarios d’exposition. Les effets sur la reproduction ont été considérés comme effets critiques sur la santé, car on a constaté que les effets hépatiques étaient surtout dus à une augmentation du poids du foie, et non à des effets nocifs pour la reproduction.

8.12 Évaluation de la substance de n^o CAS 35958-30-6

8.12.1  Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 35958-30-6. En raison de sa pression de vapeur négligeable et de sa faible solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. Cette substance peut être employée dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP a été estimée à 0,02 mg/kg p.c./j pour la population générale (1 an et plus) (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

L’exposition potentielle découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs a été estimée. Les détails sont présentés à l’annexe C. Le tableau 8-5 présente les estimations des utilisations qui donnent lieu à l’exposition potentielle maximale par voie orale ou cutanée (ces scénarios sont dits « scénarios sentinelles »). En raison de la très faible pression de vapeur de cette substance, on ne s’attend pas à ce qu’il y ait une exposition par inhalation. Pour estimer l’exposition potentielle par voie cutanée, on a présumé que le facteur d’absorption cutanée était de 100 %.

D’autres scénarios d’utilisation potentielle de cette substance ont été examinés (par exemple, exposition à divers produits : crèmes hydratantes pour le visage, shampooings et revitalisants pour les cheveux, produits de maquillage, gels pour la douche, vernis à ongles, plastiques et caoutchouc), mais ils ont donné des estimations de l’exposition inférieures à celles qui sont présentées dans le tableau 8-5.

Abréviation : s.o. = sans objet.
^a On a formulé l’hypothèse d’une absorption orale et cutanée de 100 %.
^b Ces valeurs tiennent compte de la fréquence d’utilisation journalière supposée, de sorte que pour les estimations à l’aide de ConsExpo, la valeur d’exposition journalière moyennée sur l’année a été utilisée. Voir l’annexe C pour de plus amples renseignements sur les modèles et les paramètres utilisés.
^c Communication personnelle de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.

8.12.2 Évaluation des effets sur la santé

Il n’y a aucune donnée empirique disponible pour la substance de n^o CAS 35958-30-6. Par conséquent, on a utilisé une approche par extrapolation. Deux analogues ont été choisis pour l’extrapolation : les substances des n^os CAS 119-47-1 et 88-24-4. La façon dont les analogues ont été choisis est décrite à la section 2.1.

Cette substance a déjà été évaluée par Environnement Canada et Santé Canada (EC, SC, 2009) et l’effet critique a été établi à la suite d’une étude de 90 jours chez le chien dans laquelle des changements biochimiques ont été observés à la dose minimale entraînant un effet nocif observé (DMENO) de 6 mg/kg p.c./j (n = 1/dose/sexe).

La substance a également été évaluée dans le cadre d’un EDD de l’OCDE (OCDE, 2003) et s’est avérée non génotoxique et non cancérogène. Le paramètre critique trouvé dans le rapport d’évaluation initiale provenait d’une étude de toxicité pour la reproduction et le développement (LD 421 de l’OCDE). Des rats Sprague-Dawley (n = 12/sexe/dose) ont été exposés à la substance de n^o CAS 119-47-1 par gavage (voie orale) (0, 12,5, 50, 200 ou 800 mg/kg p.c./j) avant l’accouplement (mâles et femelles) et pendant la gestation et la lactation (femelles). Chez les mâles, on a observé la formation de cellules géantes dans les testicules ainsi qu’une augmentation du nombre de spermatozoïdes anormaux, une diminution de la motilité des spermatozoïdes et une diminution du nombre de spermatozoïdes dans la queue de l’épididyme à partir de 50 mg/kg p.c./j. L’atrophie et la dégénérescence des tubules séminifères, l’atrophie des testicules et de l’épididyme, et une diminution du poids absolu et relatif des testicules et de l’épididyme ont été observées à 200 et à 800 mg/kg p.c./j. Par conséquent, la DSENO est de 12,5 mg/kg p.c./j pour la toxicité pour la reproduction chez les mâles, valeur qui a également été établie comme concentration d’effet critique pour les mâles et utilisée pour la caractérisation des risques (voir la section 8.12.3). Chez les femelles, la DSENO pour la toxicité pour la reproduction est de 50 mg/kg p.c./j, établie d’après une diminution du nombre de corps jaunes, de cicatrices d’implantation et de petits nés, effets observés à partir de 200 mg/kg p.c./j (OCDE, 2003). La DSENO pour la toxicité pour le développement est de 200 mg/kg p.c./j, établie d’après la faible prise de poids corporel chez les descendants et un nombre accru de mort-nés.

La substance de n^o CAS 88-24-4 a fait l’objet d’une étude de toxicité à doses répétées avec évaluation préalable pour la reproduction et le développement (LD 422 de l’OCDE). Ces résultats proviennent de données soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (ECHA c2007-2017). Des rats Sprague-Dawley ont été exposés à 0, 30, 100 ou 300 mg/kg p.c./j de cette substance par gavage (voie orale). En bref, le poids absolu et relatif du foie était élevé chez les mâles à 30 mg/kg p.c./j (dose minimale entraînant un effet nocif observé [DMENO] chez les mâles), et le poids absolu et relatif du foie et de la glande thyroïde était élevé chez les femelles à 100 mg/kg p.c./j (DSENO chez les femelles = 30 mg/kg p.c./j) Des changements histopathologiques et une hypertrophie des hépatocytes sont apparus à partir de 100 mg/kg p.c./j. Deux femelles sont mortes dans le groupe exposé à la dose moyenne, et il y a eu des morts chez les deux sexes à la dose élevée. D’autres effets ont été observés à partir de la dose moyenne, notamment de la diarrhée, une hypersalivation, une modification des observations hématologiques, une modification des valeurs des paramètres biochimiques et des modifications pathologiques. La DSENO de 30 mg/kg p.c./j a été établie comme concentration d’effet critique chez les femelles et utilisée pour la caractérisation des risques (voir la section 8.12.3).

8.12.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Le tableau 8-6 présente les estimations pertinentes de l’exposition et les concentrations d’effets critiques sur la santé, ainsi que les ME résultantes aux fins de la caractérisation des risques pour la santé humaine associés à l’exposition à la substance de n^o CAS 35958-30-6. Seuls les scénarios d’exposition maximale pour chaque voie d’exposition (emballages alimentaires pour la voie orale et lotions pour le corps pour la voie cutanée) ont été pris en compte.

Abréviations : F = femelle; M = mâle; ME = marge d’exposition.
^a DSENO.

Ces ME sont jugées suffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition.

8.13 Évaluation de la substance de n^o CAS 36443-68-2

8.13.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 36443-68-2. Les estimations pour l’exposition par l’eau potable ont été générées à l’aide de la CEE la plus élevée (28,4 µg/L) modélisée pour tenir compte de la présence de cette substance dans les eaux de surface (tableau 7-9). L’estimation de la dose journalière maximale due à l’exposition par l’eau potable était de 0,0037 mg/kg p.c./j (0 à 5 mois; annexe B, tableau B-1).

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans les aliments au Canada. Cette substance peut être employée dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP a été estimée à 0,0011 mg/kg p.c./j pour la population générale (1 an et plus) (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

La substance a été employée dans les tissus et les textiles, selon les déclarations (US EPA, 2018). L’exposition orale par la mise à la bouche de tissus et l’exposition cutanée aux tissus ont été estimées. Les estimations d’exposition les plus élevées concernaient le tissu porté à la bouche, à raison de 0,07 mg/kg p.c./j pour un nourrisson (0 à 5 mois; annexe C).

8.13.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 36443-68-2 n’est pas génotoxique selon les résultats au test d’Ames, au test HPRT, à l’essai de transformation cellulaire ou au test du micronoyau. On dispose de plusieurs études à doses répétées pour cette substance. Dans une étude de toxicité orale à doses répétées de 90 jours (LD 409 de l’OCDE) dans laquelle des chiens Beagle (n = 5/dose/sexe) ont été exposés à 0, 10, 30, 100 ou 300 mg/kg p.c./j par le régime alimentaire, aucun effet n’a été observé à la dose maximale d’essai. Dans une étude de toxicité multigénérationnelle pour la reproduction (LD 416 de l’OCDE), des rats mâles et femelles ont été exposés à 0, 300, 900 ou 1 800 ppm par leur régime alimentaire (équivalant à 21–26, 60–80 ou 120–160 mg/kg p.c./j; n = 30/dose/sexe chez les individus de la génération F0; n = 25/dose/sexe chez les individus de la génération F1). Les effets sur la génération F0 comprenaient une diminution mineure de la prise de poids corporel, une augmentation du poids du foie et des reins, et une diminution importante de la consommation alimentaire et de la prise de poids corporel pendant la lactation (dose sans effet observé [DSEO] = 21–26 mg/kg p.c./j). Les effets sur la génération F1 comprenaient une diminution de la prise de poids corporel chez les petits pendant la lactation, des indices de sevrage légèrement faibles et un retard de développement aux doses moyenne et élevée (DSEO = 21–26 mg/kg p.c./j). Les effets chez les individus de la génération F2 comprenaient une diminution du poids des petits, un retard sur le développement physique et des indices de sevrage réduit aux doses moyenne et élevée (DSEO = 21–26 mg/kg p.c./j). Une étude combinée de toxicité chronique et de cancérogénicité (LD 453 de l’OCDE) a été présentée, dans laquelle des rats mâles et femelles ont été exposés à 0, 5, 15, 50 ou 100 mg/kg p.c./j par leur régime alimentaire pendant 2 ans. On a constaté la présence de kystes hépatiques chez les mâles à la DMENO de 50 mg/kg p.c./j, et d’une hypertrophie de la glande thyroïde (caractérisée par une hyperplasie ou une dilatation kystique des follicules thyroïdiens) chez les deux sexes à la dose de 100 mg/kg p.c./j. Des adénomes et des carcinomes de la glande thyroïde ont été observés à 100 mg/kg p.c./j chez les deux sexes. Le concentration d’effet critique pour la substance de n^o CAS 36443-68-2 est la DSENO de 15 mg/kg p.c./j, établie d’après les effets sur le foie et la glande thyroïde. Ces données ont été soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (ECHA, c2007-2015d).

8.13.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

À la lumière des données empiriques disponibles, la DSENO de 15 mg/kg p.c./j pour les effets de cette substance sur le foie et la glande thyroïde a été le paramètre comparé au scénario d’exposition potentielle maximale, c’est-à-dire la mise à la bouche de tissus (0,07 mg/kg p.c./j, 0 à 5 mois). La ME résultante a été jugée suffisante (ME = 200) pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et sur les effets sur la santé.

8.14 Évaluation de la substance de n^o CAS 41484-35-9

8.14.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 41484-35-9. En raison de sa pression de vapeur négligeable et de sa faible solubilité dans l’eau (tableau 3-1), l’exposition par les milieux environnementaux qui pourrait affecter la santé de la population générale est jugée négligeable.

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans des aliments au Canada. Cette substance peut être employée dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire au Canada. La DJP a été estimée à 0,00033 mg/kg p.c./j pour la population générale (1 an et plus) (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence).

La substance a été utilisée comme lubrifiant de charnières de porte (FDS, 2013a). L’exposition cutanée a été estimée à 0,057 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte (19 ans et plus; annexe C).

8.14.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 41484-35-9 a été partiellement évaluée par l’EPA dans le cadre du programme HPV Challenge Program (US EPA, 2003). Aucun effet toxicologique ou concentration d’effet critique n’a été constaté.

8.14.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Selon les estimations, l’exposition de la population générale canadienne à cette substance par les milieux environnementaux devrait être négligeable. Aucune ME n’a été calculée, car aucun effet toxicologique n’était associé à cette substance.

8.15 Évaluation de la substance de n^o CAS 61788-44-1

8.15.1 Évaluation de l’exposition

Aucune donnée de surveillance dans l’environnement canadien n’était disponible pour la substance de n^o CAS 61788-44-1. On a estimé l’exposition par l’eau potable en additionnant les CEE pour les composants identifiés de la substance de n^o CAS 61788‑44-1 (1 µg/L), et la modélisation a tenu compte de leur présence dans les eaux de surface (tableau 7-8). Pour obtenir l’estimation la plus prudente, les valeurs totales des composants ont été utilisées. L’estimation de la dose journalière maximale due à l’exposition par l’eau potable était de 0,00014 mg/kg p.c./j (0 à 5 mois; annexe B, tableau B-1).

Aucune donnée de surveillance n’a été trouvée concernant sa présence dans des aliments au Canada, aucune utilisation comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire ou d’additifs indirects au Canada n’a été constatée (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence). Par conséquent, il ne devrait pas y avoir d’exposition par le régime alimentaire due à cette source.

La substance a été utilisée dans la colle époxy pour bois (FDS, 2013b). L’exposition cutanée liée à cette utilisation a été estimée à 0,95 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte (19 ans et plus; annexe C).

8.15.2 Évaluation des effets sur la santé

La substance de n^o CAS 61788-44-1 est une substance UVCB qui consiste en un mélange de phénols monotyréné, dityréné et tristyréné (ce mélange est décrit dans les tableaux 2-2 et 2-3). Cette substance a déjà été évaluée par Brooke et coll. (2009) pour le compte de l’Environment Agency du Royaume‑Uni. L’étude clé consistait à administrer des doses répétées pendant 90 jours à des rats mâles et femelles, par voie orale, à raison de 0, 50, 158 ou 500 mg/kg p.c./j. Une DSENO de 50 mg/kg p.c./j a été établie d’après l’augmentation du poids du foie (aucune modification histopathologique ou biochimique n’a été observée) à la dose d’essai suivante. Aucun autre effet nocif n’a été rapporté.

La toxicité pour la reproduction et le développement a été déterminée par extrapolation des données soumises à l’ECHA en vertu du règlement REACH (ECHA c2007-2017). Les PMS ont été utilisés comme matière d’essai. Aucun effet sur la reproduction ou le développement n’a été constaté jusqu’à la dose maximale d’essai dans les trois études suivantes (jusqu’à 300 mg/kg p.c./j).

Dans une étude combinée et étendue sur une génération (toxicité pour la reproduction et étude de toxicité subchronique par voie orale, selon la LD 443 de l’OCDE et la LD 408 de l’OCDE, respectivement), des rats Wistar ont été exposés à 0, 150, 500 ou 1 500 ppm (équivalant à 0, 12, 40 ou 124 mg/kg p.c./j) de PMS par leur régime alimentaire. Comme aucun effet lié au traitement sur les paramètres de la reproduction n’a été observé pendant l’accouplement et la gestation ou lors de la mise-bas et les périodes post-partum et de lactation dans les groupes traités, aucun effet n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai (124 mg/kg p.c./j).

Dans une étude combinée de toxicité pour la reproduction et le développement à doses répétées (LD 422 de l’OCDE), des rats Wistar ont été exposés à 0, 300, 1 250 ou 5 000 ppm (équivalant à 0, 24, 97 ou 337 mg/kg p.c./j) de PMS par le régime alimentaire. Les effets sur les petits observés dans cette étude ont été jugés secondaires par rapport à la toxicité maternelle et aucun effet lié à la toxicité pour la reproduction n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai (337 mg/kg p.c./j).

Dans une étude de toxicité prénatale pour le développement (LD 414 de l’OCDE), des rats Wistar-Hannover ont été exposés à 0, 60, 150 ou 300 mg/kg p.c./j de PMS par gavage (voie orale). On a observé une réduction de la prise de poids corporel chez les mères à la dose moyenne. Toutefois, cet effet n’a pas été jugé nocif. Aucun effet lié à la fœtotoxicité, à la tératotoxicité et à l’embryotoxicité n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai (300 mg/kg p.c./j).

8.15.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

L’exposition potentielle la plus élevée à cette substance lors de l’utilisation d’une colle époxy a été estimée à 0,95 mg/kg p.c. (par utilisation) pour un adulte. Aucune ME n’a été calculée, car d’après les résultats de l’extrapolation, il n’y aurait aucun effet toxicologique sur la reproduction, lequel est considéré comme l’effet critique sur la santé approprié pour les scénarios d’exposition « par utilisation ». La toxicité pour la reproduction a été considérée comme l’effet critique sur la santé, car la DSENO de 50 mg/kg p.c./j établie pour le foie était basée sur une augmentation du poids du foie, sans qu’aucun autre effet nocif n’ait été noté. L’autre effet pour la santé qui a été constaté était la toxicité pour la reproduction et, à la dose de 124 mg/kg p.c./j, aucun effet n’a été observé.

8.16 Incertitudes relatives à l’évaluation des risques pour la santé humaine

Les principales sources d’incertitude sont présentées dans le tableau 8-7.

+ = incertitude pouvant entraîner une surestimation de l’exposition et du risque; - = incertitude pouvant entraîner une sous-estimation de l’exposition et du risque; +/- = potentiel inconnu pouvant entraîner une surestimation ou une sous-estimation du risque.

9. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation, les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 présentent un risque de causer un effet nocif pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64a) de la LCPE, car elles pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif pour l’environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, il est proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est également proposé de conclure que les substances des n^os CAS 85-60-9, 96-69-5, 96-76-4, 98-54-4, 128-39-2, 1843-03-4, 2082-79-3, 4221-80-1, 6386-38-5, 35958-30-6 et 41484-35-9 ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif pour l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière de tous les renseignements contenus dans la présente ébauche d’évaluation, il est proposé de conclure que les 15 substances du groupe des phénols substitués ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc proposé de conclure que les substances des n^os CAS 118-82-1, 128-37-0, 36443-68-2 et 61788-44-1 satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE, et que les 11 autres substances du groupe des phénols substitués ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Il est également proposé que les substances des n^os CAS 118-82-1 et 61788-44-1 répondent aux critères de persistance et de bioaccumulation, tandis que les substances des n^os CAS 128-37-0 et 36443-68-2 satisfont aux critères de persistance, mais pas à ceux de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (Canada, 2000).

Bibliographie

[AGDH] Australian Government Department of Health. 2016. Phenol, 4-(1,1-dimethylethyl)-: Human health tier II assessment. Sydney (AU): Department of Health, National Industrial Chemicals Notification and Assessment Scheme (NICNAS). IMAP Single Assessment Report. [Consulté le 6 novembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

Allinson G, Allinson M, Kadokami K. 2015. Combining passive sampling with a GC-MS-database screening tool to assess trace organic contamination of rivers: a pilot study in Melbourne, Australia. Water, Air, Soil Pollut. 226:230. (Disponible en anglais seulement)

Aourahoun KA, Fazouane F, Benayad T, Bettache Z, Denni N. 2014. The synthetic antioxidant butylated hydroxytoluene, a naturally occurring constituent of the broom Cytisus triflorus L’Herit. J Nat Prod. 7:58-64. (Disponible en anglais seulement).

Arnot JA, Gobas FAPC. 2004. A Food Web Bioaccumulation Model for Organic Chemicals in Aquatic Ecosystems. Enviro Toxicol Chem. 23(10): 2343-2355. (Disponible en anglais seulement).

Arnot JA, Mackay D, Bonnell M. 2008a. Estimating metabolic biotransformation rates in fish from laboratory data. Environ Toxicol Chem. 27(2):341-351. (Disponible en anglais seulement).

Arnot JA, Mackay D, Parkerton TE, Bonnell M. 2008b. A database of fish biotransformation rates for organic chemicals. Environ Toxicol Chem 27(11):2263-2270. (Disponible en anglais seulement).

Babu B, Wu J-T. 2008. Production of natural butylated hydroxytoluene as an antioxidant by freshwater phytoplankton. J Phycol. 44(6):1447-1454. (Disponible en anglais seulement).

Backhaus T, Faust M. 2012. Predictive environmental risk assessment of chemical mixtures: a conceptual framework. Environ Sci Technol 46(5):2564-2573. (Disponible en anglais seulement).

Baker BH, Martinovic-Weigelt D, Ferrey M, Barber LB, Writer JH, Rosenberry DO, Kiesling RL, Lundy JR, Schoenfuss HL. 2014. Identifying non-point sources of endocrine active compounds and their biological impacts in freshwater lakes. Arch Environ Contam Toxicol. 67(3):374-388. (Disponible en anglais seulement).

Bamai YA, Araki A, Kawai T, Tsuboi T, Saito I, Yoshioka E, Kanazawa A, Tajima S, Shi C, Tamakoshi A, et al. 2014. Associations of phthalate concentrations in floor dust and multi-surface dust with the interior materials in Japanese dwellings. Sci Total Environ. 468-469:147-157. (Disponible en anglais seulement).

[BDIPSN] Base de données d'ingrédients de produits de santé naturels [base de données] [Modifié le 9 avril 2022]. Ottawa (Ont.), Santé Canada. [Consulté le 20 avril 2022].

[BDPP] Base de données sur les produits pharmaceutiques [Base de données]. [Modifié le 17 juillet 2016]. Ottawa (Ont.), Santé Canada. [Consulté le 3 novembre 2017].

[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués [Base de données]. [modified 2021 Sep 08]. Ottawa (Ont.), Santé Canada. [Consulté le 20 avril 2022].

Bouftira I, Abdelly C, Sfar S. 2007. Identification of a naturally occurring 2, 6-bis (1.1-dimethylethyl)-4-methylphenol from purple leaves of the halophyte plant Mesembryanthemum crystallinum. African J Biotechnol. 6(9):1136-1139. (Disponible en anglais seulement).

Bronaugh RL, Stewart RF, Storm JE. 1989. Extent of cutaneous metabolism during percutaneous absorption of xenobiotics. Toxicol Appl Pharmacol. 99(3):534-543. (Disponible en anglais seulement).

Brooke D, Burns J, Cartwright C, Pearson A. 2009. Environmental risk evaluation report: Styrenated phenol [PDF]. Bristol (UK): United Kingdom Environment Agency. (Disponible en anglais seulement).

Cabeza Y, Candela L, Ronen D, Teijon G. 2012. Monitoring the occurrence of emerging contaminants in treated wastewater and groundwater between 2008 and 2010. The Baix Llobregat (Barcelona, Spain). J Hazard Mater. 239-240:32-39. (Disponible en anglais seulement).

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999). L.C. 1999, ch. 33. Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, n^o 3.

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 : Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. C.P. 2000-348, 23 mars 2000, DORS/2000-107.

CATALOGIC [environmental fate and ecotoxicity model]. 2016. Ver. 5.11.17. Bourgas (BG): University “Prof. Dr. Assen Zlatarov”, Laboratory of Mathematical Chemistry. (Disponible en anglais seulement).

[CDR] Chemical Data Reporting under the Toxic Substances Control Act [database]. 2016. Washington D.C. (USA): United States Environmental Protection Agency. [Consulté le 10 juillet 2019]. (Disponible en anglais seulement).

[CE] Commission européenne. 2008. European Union risk assessment report: p-tert-butylphenol: CAS No. 98-54-4 [PDF]. Final approved version. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities. Report No.: R404 1208ENV_JH. [Consulté le 18 septembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

Chao J, Lin CT, Chuang TH. 1983. Vapor pressure of coal chemicals. J Phys Chem Ref Data. 12(4):1033-1063. (Disponible en anglais seulement).

ChemIDplus. 1993-. North Syracuse (NY): SRC PhysProp Database. [Mis à jour le 10 décembre 2017; Consulté le 19 décembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

Chinn H, Yoneyama M, Loechner U, Xu X. 2018. Antioxidants, Specialty Chemicals Update Program. London (GB): IHS Markit. 149 p. [Consulté le 15 février 2019]. (Disponible en anglais seulement).

Colin A, Bach C, Rosin C, Munoz J-F, Dauchy X. 2014. Is drinking water a major route of human exposure to alkylphenol and bisphenol contaminants in France? Arch Environ Contam Toxicol. 66:86-99. (Disponible en anglais seulement).

ConsExpo Web [Consumer Exposure Web Model]. 2016. Bilthoven (NL): Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment]. (Disponible en anglais seulement).

Courtheoux S, Pechenot D, Bucks DA, Marty JP, Maibach HI, Wepierre J. 1986. Effect of repeated skin administration on in vivo percutaneous absorption of drugs. Br J Dermatol. 115 Suppl 31:49-52. (Disponible en anglais seulement).

[CRAM] Consumer Release Aquatic Model. 2017. Ver 2.8.1. Gatineau (QC): Environnement et Changement climatique Canada, Division de l’évaluation écologique. Exposure modelling tool for internal use only.

Delongeas J-L, Vermeil de Conchard G, Beamonte A, Bertheux H, Spire C, Maisonneuve C, Becourt-Lhote N, Goldfain-Blanc F, Claude N. 2010. Assessment of Labrasol/Labrafil/Transcutol (4/4/2, v/v/v) as a non-clinical vehicle for poorly water-soluble compounds after 4-week oral toxicity study in Wistar rats. Regul Toxicol Pharmacol. 57(2-3):284-290. (Disponible en anglais seulement).

Duong HT, Kadokami K, Chau HTC, Nguyen TQ, Nguyen TT, Kong L. 2015. Groundwater screening for 940 organic micro-pollutants in Hanoi and Ho Chi Minh City, Vietnam. Environ Sci Pollut Res. 22(24):19835-19847. (Disponible en anglais seulement).

[EAS-E Suite] Ver.0.97 – BETA, sortie juin 2023. [accédé Novembre 2023] Developpé par ARC Arnot Research and Consulting Inc., Toronto, ON, Canada (Disponible en anglais seulement).

[EC] Environnement Canada. 2009. Données de la Mise à jour de l’inventaire de la LIS recueillies en vertu du de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement de 1999 : Avis concernant certaines substances inanimées (chimiques) inscrites sur la Liste intérieure. Données préparées par Environnement Canada et Santé Canada, Programme des substances existantes.

[EC] Environnement Canada. 2013. Données de la Mise à jour de l’inventaire de la LIS recueillies en vertu du de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement de 1999 : Avis modifiant l’Avis concernant certaines substances de la Liste intérieure. Données compilées par Environnement Canada, Santé Canada; Programme des substances existantes.

[EC, SC] Environnement Canada, Santé Canada. 2009. Évaluation préalable concernant le 6,6’‑di‑tert‑butyl-2,2’-méthylènedi-p-crésol (MBMBP) : numéro de registre du Chemical Abstracts Service 119-47-1. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2016a. Document sur l’approche scientifique : Classification du risque écologique des substances organiques. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2016b. Data used to create substance-specific hazard and exposure profiles and assign risk classifications in the ecological risk classification of organic substances. Gatineau (Qc). Disponible sur demande : substances@ec.gc.ca. (Disponible en anglais seulement).

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2016c. Evaluation of CMP organic substances from the medium priority list: comparison of toxicity of select hindered phenols and substituted phenyl amines to soil organisms. Rapport inédit. Ottawa (Ont.), Environnement Canada, Direction des sciences et de l’évaluation des risques. (Disponible en anglais seulement).

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2017. DSL Inventory Update Phase 3 data collected under the Canadian Environmental Protection Act, 1999, section 71: Notice with respect to certain substances on the Domestic Substances List. Données préparées par Environnement Canada, Santé Canada; Programme des substances existantes. (Disponible en anglais seulement).

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2023. Supporting documentation: Substituted Phenols Group. Gatineau (QC): ECCC. Données de référence pour l’ébauche d’évaluation du groupe des phénols substitués. Disponible sur demande : substances@ec.gc.ca. (Disponible en anglais seulement).

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2015. Identification des priorités d’évaluation des risques : résultats de l’examen de 2015. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECETOC] European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals. 2015. Defining the role of chemical activity in environmental risk assessment within the context of mode of action: practical guidance and advice [PDF]. Snowbird (UT): ECETOC. Workshop report No. 29. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2017. Registered substances database. Helsinki (FI): ECHA. [Consulté en avril 2022]. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. 2012. Committee for Risk Assessment (RAC). Annex 1. Background Document to the opinion of proposing harmonised classification and labelling at EU level of p-tert-butylphenol. EC number: 202-679-0. CAS number: 98-54-4. ECHA/RAC/CLH-O-0000002629-66-01/A1. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2015a. Registered substances database; search results for CAS RN [96-76-4]. Helsinki (FI): ECHA. [Consulté le 16 janvier 2019]. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2015b. Registered substances database; search results for CAS RN [1843-03-4]. Helsinki (FI): ECHA. [Consulté le 8 juin 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2015c. Registered substances database; search results for CAS RN [4221-80-1]. Helsinki (FI): ECHA. [Consulté le 6 juin 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2015d. Registered substances database; search results for CAS RN [36443-68-2]. Helsinki (FI): ECHA. [Consulté le 19 juin 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[EFSA] European Food Safety Authority. 2012. Scientific Opinion on the re-evaluation of butylated hydroxytoluene BHT (E 321) as a food additive. EFSA Journal 2012. 10(3):2588. (Disponible en anglais seulement).

[EPI Suite] Estimation Program Interface Suite for Microsoft Windows [estimation model]. c2000-2012. Ver. 4.11. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (Disponible en anglais seulement).

Fernandes VC, Lehotay SJ, Geis-Asteggiante L, Kwon H, Mol HGJ, van der Kamp H, Mateus N, Domingues VF, Delerue-Matos C. 2014. Analysis of pesticide residues in strawberries and soils by GC-MS/MS, LC-MS/MS and two-dimensional GC-time-of-flight MS comparing organic and integrated pest management farming. Food Addit Contam Part A Chem Anal Control Expo Risk Assess. 31(2):262-270. (Disponible en anglais seulement).

Ficheux AS, Wesolek N, Chevillotte G, Roudot AC. 2015. Consumption of cosmetic products by the French population. First part: frequency data. Food Chem Toxicol. 78:159-169. (Disponible en anglais seulement).

Ficheux AS, Chevillotte G, Wesolek N, Morisset T, Dornic N, Bernard A, Bertho A, Romanet A, Leroy L, Mercat AC, et coll. 2016. Consumption of cosmetic products by the French population second part: amount data. Food Chem Toxicol. 90:130-141. (Disponible en anglais seulement).

Gharbi I, Issaoui M, El Gharbi S, Gazzeh N-E, Tekeya M, Mechri B, Flamini G, Hammami M. 2017. Butylated hydroxytoluene (BHT) emitted by fungi naturally occurring in olives during their pre‐processing storage for improving olive oil stability. Eur J Lipid Sci Technol. 119(11):1600343. (Disponible en anglais seulement).

Gómez MJ, Herrera S, Solé D, García-Calvo E, Fernández-Alba AR. 2012. Spatio-temporal evalution of organic contaminants and their transformation products along a river basin affected by urban, agricultural and industrial pollution. Sci Total Environ. 420:134-145. (Disponible en anglais seulement).

Guart A, Calabuig I, Lacorte S, Borrell A. 2014. Continental bottled water assessment by stir bar sorptive extraction followed by gas chromatography-tandem mass spectrometry (SBSE-GC-MS/MS). Environ Sci Pollut Res. 21(4):2846-2855. (Disponible en anglais seulement).

Hansch C, Leo A, Hoekman D. 1995. Exploring QSAR: hydrophobic, electronic, and steric constants. Washington (DC): American Chemical Society. 348 p. (Disponible en anglais seulement).

Hawley GG. 2007. The condensed chemical dictionary. 15th ed. New York (NY): John Wiley and Sons, Inc. p. 200. Cited in ECHA c2007-2017 and US EPA 2010. (Disponible en anglais seulement).

Hernández F, Portolés T, Ibáñez M, Bustos-López MC, Díaz R, Botero-Coy AM, Fuentes CL, Peñuela G. 2012. Use of time-of-flight mass spectrometry for large screening of organic pollutants in surface waters and soils from a rice production area in Colombia. Sci Total Environ. 439:249-259. (Disponible en anglais seulement).

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank [database]. 1983-. Bethesda (MD): National Library of Medicine (US). [Consulté en décembre 2018]. (Disponible en anglais seulement).

[J-CHECK] Japan CHEmicals Collaborative Knowledge database [database]. c2010-. Tokyo (JP): National Institute of Technology and Evaluation (NITE). [Consulté le 28 septembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[JECFA] Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives. 2001. Evaluation of certain food additives and contaminants. Fifty-fifth report of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives. WHO Technical Report Series No. 901. Geneva (CH): World Health Organization. (Disponible en anglais seulement).

Kanazawa A, Saito I, Araki A, Takeda M, Ma M, Saijo Y, Kishi R. 2010. Association between indoor exposure to semi-volatile organic compounds and building-related symptoms among the occupants of residential dwellings. Indoor Air. 20(1):72-84. (Disponible en anglais seulement).

Lanigan RS, Yamarik TA. 2002. Final report on the safety assessment of BHT. Int J Toxicol. 21 Suppl 2:19-94. (Disponible en anglais seulement).

Lide DR. 2008. CRC handbook of chemistry and physics. 89th ed. Boca Raton (FL): CRC Press. 2736 p. (Disponible en anglais seulement).

Liu R, Lin Y, Ruan T, Jiang G. 2017a. Occurrence of synthetic phenolic antioxidants and transformation products in urban and rural indoor dust. Environ Pollut. 221:227-233. (Disponible en anglais seulement).

Liu Y-H, Zhang S-H, Ji G-X, Wu S-M, Guo R-X, Cheng J, Yan Z-Y, Chen J-Q. 2017b. Occurrence, distribution and risk assessment of suspected endocrine-disrupting chemicals in surface water and suspended particulate matter of Yangtze River (Nanjing section). Ecotoxicol Environ Saf. 135:90-97. (Disponible en anglais seulement).

Long M, Strand J, Lassen P, Krüger T, Dahllöf I, Bossi R, Larsen MM, Wiberg-Larsen P, Bonefeld-Jørgensen EC. 2014. Endocrine-disrupting effects of compounds in Danish streams. Arch Environ Contam Toxicol. 66(1):1-18. (Disponible en anglais seulement).

Loretz LJ, Api AM, Barraj LM, Burdick J, Dressler WE, Gettings SD, Han Hsu H, Pan YHL, Re TA, Renskers KJ, et al. 2005. Exposure data for cosmetic products: lipstick, body lotion, and face cream. Food Chem Toxicol. 43(2):279-291. (Disponible en anglais seulement).

Loretz L, Api AM, Barraj L, Burdick J, Davis DA, Dressler W, Gilberti E, Jarrett G, Mann S, Pan YHL, et al. 2006. Exposure data for personal care products: hairspray, spray perfume, liquid foundation, shampoo, body wash, and solid antiperspirant. Food Chem Toxicol. 44(12):2008-2018. (Disponible en anglais seulement).

Lu Z, Smyth SA, De Silva AO. 2019. Distribution and fate of synthetic phenolic antioxidants in various wastewater treatment processes in Canada. Chemosphere. 219:826-835. (Disponible en anglais seulement).

Mackay D, Arnot JA, Petkova EP, Wallace KB, Call DJ, Brooke LT, Veith GD. 2009. The physicochemical basis of QSARs for baseline toxicity. SAR QSAR Environ Res. 20(3-4):393-414. (Disponible en anglais seulement).

Mackay D, McCarty LS, Arnot JA. 2014. Relationships between exposure and dose in aquatic toxicity tests for organic chemicals. Environ Toxicol Chem. 33(9):2038-2046. (Disponible en anglais seulement).

Malshe VC, Sikchi M. 2004. Basics of paint technology. Part 1. ISBN 10: 8190329855. (Disponible en anglais seulement).

McCarty LS. 1986. The relationship between aquatic toxicity QSARs and bioconcentration for some organic chemicals. Environ Toxicol Chem. 5(12):1071-1080. (Disponible en anglais seulement).

McCarty LS, Arnot JA, Mackay D. 2013. Evaluation of critical body residue data for acute narcosis in aquatic organisms. Environ Toxicol Chem. 32(10):2301-2314. (Disponible en anglais seulement).

McCarty LS, Hodson PV, Craig GR, Kaiser KLE. 1985. The use of quantitative structure-activity relationships to predict the acute and chronic toxicities of organic chemicals to fish. Environ Toxicol Chem. 4(5):595-606. (Disponible en anglais seulement).

McCarty LS, Mackay D. 1993. Enhancing ecotoxicological modelling and assessment: body residues and modes of toxic action. Environ Sci Technol. 27(9):1719-1728. (Disponible en anglais seulement).

McCarty LS, Mackay D, Smith AD, Ozburn GW, Dixon DG. 1991. Interpreting aquatic toxicity QSARs: the significance of toxicant body residues at the pharmacologic endpoint. Sci Total Environ. 109-110:515-525. (Disponible en anglais seulement).

Mohler RE, O’Reilly KT, Zemo DA, Tiwary AK, Magaw RI, Synowiec KA. 2013. Non-targeted analysis of petroleum metabolites in groundwater using GC×GC−TOFMS. Environ Sci Technol. 47(18):10471-10476. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2010a. Glow light stick. Ningbo (CH): Ningbo Merryart Int’l Development Corp. Apr 2010. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2010b. Hy-Per Lube Oil Supplement. Seattle (WA): Hy-Per Lube Corporation. Dec 2010. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2013a. Super Lube Grease. Bohemia (NY): Synco Chemical Corporation. Jul 2013. [Consulté le 3 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2013b. PC-Woody, Part A. Allentown (PA): Protective Coatings Co. Jul 2013. [Consulté le 3 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2014a. Febreze NOTICEables Linen & Sky. Cincinnati (OH): The Procter & Gamble Company. Jul 2014. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2014b. Doe-In-Heat Urine. Saint-Georges (QC): Buck Expert Inc. Jun 2014. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2014c. 84125 PC Perma Poxy 5 Minute Plastic Weld (Activator). Halton Hills (ON): ITW Permatex Canada. Jun 2014. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2014d. Cylindrical batteries. Shandong (CH): Shandong RealForce Enterprises Co., Ltd. Feb 2014. [Consulté le 6 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2015. Fuel stabilizer. Brampton (ON): Kleen-Flo Tumbler Industries Ltd. Jan 2015. [Consulté le 3 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

[MSDS] Material Safety Data Sheet. 2016. MOBIL 1 MX4T 10W-40. Calgary (AB): Imperial Oil Downstream. Jan 2016. [Consulté le 3 novembre 2017]. [Accès réservé]. (Disponible en anglais seulement).

Neely WB, Blau GE, editors. 1985. Environmental exposure from chemicals. Volume 1. Boca Raton (FL): CRC Press. 256 p. (Disponible en anglais seulement).

[New EQC] New Equilibrium Criterion Model. 2011. Ver. 1.00 (Beta). Peterborough (ON): Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. (Disponible en anglais seulement).

Nijssen LM, Ingen-Visscher CA van, Donders JJH [eds]. 1963-2018. VCF (Volatile Compounds in Food): database, Version 16.6, 2018. Zeist (NL): Triskelion B.V. (Disponible en anglais seulement).

Noguerol-Cal R, López-Vilariño JM, González-Rodríguez MV, Barral-Losada L. 2011. Effect of several variables in the polymer toys additive migration to saliva. Talanta. 85(4): 2080-2088. (Disponible en anglais seulement).

[INRP] Inventaire national des rejets de polluants. 1994-2017. NPRI datasets: CAS RN 137-28-0. Ottawa (ON): Government of Canada. Search results for CAS RN 137-28-0. [Consulté en juillet 2019].

[NTP] National Toxicology Program (US). 1979. Bioassay of butylated hydroxytoluene (BHT) for possible carcinogenicity. CAS RN 128-37-0. National Cancer Institute, Carcinogenesis, Technical Report Series, No. 150. Report No. NCI-CG-TR-150. (Disponible en anglais seulement).

O’Brien D, Lewis S, Davis A, Gallen C, Smith R, Turner R, Warne M, Turner S, Caswell S, Mueller JF, et al. 2016. Spatial and temporal variability in pesticide exposure downstream of a heavily irrigated cropping area: application of different monitoring techniques. J Ag Food Chem. 64(20):3975-3989. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 1994. SIDS initial assessment report: 2,6-di-tert-butylphenol. CAS No. 128-39-2. IRPTC Data Profile. UNEP Publication. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2000. SIDS initial assessment report for 10th SIAM: p-tert-butyl phenol. CAS No. 98-54-4 [PDF]. SIAM [SIDS Initial Assessment Meeting] 10; mars 2000; Japan. [Consulté le 4 janvier 2016]. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2001. SIDS initial assessment profile. CAS RN 6386-38-5 [PDF]. Berne (CH): United Nations Environment Programme (UNEP). [Mis à jour le 2001 Nov 09; Consulté le 18 décembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2002. Chemicals screening information dataset (SIDS) for initial assessment report [PDF]. 2,6-di-tert-butyl-p-cresol (BHT). CAS No. 128-37-0. Paris (FR): United Nations Environment Programme (UNEP). [Mis à jour le 2004 Jan 12; Consulté le 18 décembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2003. SIDS initial assessment report (SIAR): 6,6’-di-tert-butyl-2,2’-methylenedi-p-cresol. CAS No. 119-47-1. UNEP Publication. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2006. Summary conclusions of the SIAR for SIDS initial assessment profile. CAS RN 2082-79-3 [PDF]. Paris (FR): United Nations Environment Programme (UNEP). [Mis à jour le 21 avril 2006; consulté le 18 décembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2018. Case study on the use of integrated approaches for testing and assessment (IATA) for estrogenicity of the substituted phenols. Paris (FR): OECD, Environment Directorate. (Series on Testing and Assessment No. 290; Report No.: ENV/JM/MONO(2018)26, JT03435852). [Consulté le 5 mars 2019]. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] OECD QSAR Toolbox. [read across tool]. 2014. Ver. 3.4. Paris (FR): Organisation for Economic Co-operation and Development, Laboratory of Mathematical Chemistry. (Disponible en anglais seulement).

[OCDE] OECD QSAR Toolbox. [read across tool]. 2017. Ver. 4.1. Paris (FR): Organisation for Economic Co-operation and Development, Laboratory of Mathematical Chemistry. (Disponible en anglais seulement).

Ogawa Y, Kawamura Y, Wakui C, Mutsuga M, Nishimura T, Tanamoto K. 2006. Estrogenic activities of chemicals related to food contact plastics and rubbers tested by the yeast two-hybrid assay. Food Addit Contam. 23(4):422-430. (Disponible en anglais seulement).

[OMS] Organisation mondiale de la santé. 1995. Evaluation de certains additifs alimentaires et contaminants : quarante-quatrième rapport du Comité mixte FAO/OMS d’experts des additifs alimentaires. OMS, série de rapports techniques ; 859. Genève (CH) : Organisation mondiale de la Santé. [Consulté le 20 février 2017].

Papadopoulos A, Vlachogiannis D, Maggos T, Sfetsos A, Karayiannis MI. 2013. A semi-quantitative approach for analysing low-volatile organic compounds in house dust using an SFE method: significant common features and particular differences of the extracts. J Supercrit Fluids. 82:268-281. (Disponible en anglais seulement).

Perry RH, Green D. 1984. Perry’s chemical engineer’s handbook. 6th ed. New York (NY): McGraw-Hill. (Disponible en anglais seulement).

Pitarch E, Cervera MI, Portolés T, Ibáñez M, Barreda M, Renau-Pruñonosa A, Morell I, López F, Albarrán F, Hernández F. 2016. Comprehensive monitoring of organic micro-pollutants in surface and groundwater in the surrounding of a solid-waste treatment plant of Castellón, Spain. Sci Total Environ. 548-549: 211-220. (Disponible en anglais seulement).

Polidoro BA, Comeros-Raynal MT, Cahill T, Clement C. 2017. Land-based sources of marine pollution: pesticides, PAHs and phthalates in coastal stream water, and heavy metals in coastal stream sediments in American Samoa. Mar Pollut Bull. 116(1-2): 501-507. (Disponible en anglais seulement).

Price, S.C. 1994. Robens Institute; Report No. RI93/TOX/0020 as cited in OECD SIDS (2002) (Disponible en anglais seulement).

PubChem [database]. 2004-. Bethesda (MD): US National Library of Medicine, National Center for Biotechnology Information. [Consulté le 2019 Aug]. (Disponible en anglais seulement).

Rissmann R, Oudshoorn MHM, Hennink WE, Ponec M, Bouwstra JA. 2009. Skin barrier disruption by acetone: observations in a hairless mouse skin model. Arch Dermatol Res. 301(8):609-613. (Disponible en anglais seulement).

Rudel RA, Dodson RE, Perovich LJ, Morello-Frosch R, Camann DE, Zuniga MM, Yau AY, Just AC, Brody JG. 2010. Semi-volatile endocrine-disrupting compounds in paired indoor and outdoor air in two northern California communities. Environ Sci Technol. 44(17):6583-6590. (Disponible en anglais seulement).

Saito I, Onuki A, Seto H. 2004. Indoor air pollution by alkylphenols in Tokyo. Indoor Air. 14(5):325-332. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Rapport inédit. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 2015. Tableau de la consommation des aliments fondé sur l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes, cycle 2.2, Nutrition (2004) réalisée par Statistique Canada, fichier partagé. Ottawa.

Santé Canada. 2017. Tableau de la consommation d’eau obtenu à l’aide de Statistique Canada, Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes, Cycle 2.2, Nutrition (2004). Fichier de partage. Ottawa.

Santé Canada. 2018. Draft backgrounder document on default values for breast milk and formula intakes. Unpublished report. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. [modified 2018]. Liste critique des ingrédients de cosmétiques : Liste des ingrédients dont l’usage est interdit dans les cosmétiques. Ottawa (Ont.), Santé Canada, Direction de la sécurité des produits de consommation. [Consulté le 24 février 2020].

Schmidt SN, Mayer P. 2015. Linking algal growth inhibition to chemical activity: baseline toxicity required 1% of saturation. Chemosphere. 120(1):305-308. (Disponible en anglais seulement).

[SimpleTreat 3.1] Sewage Treatment Plant Removal Model version 3.1. 2003. Bilthoven (NL): National Institute for Public Health and the Environment (RIVM). Available from: National Institute for Public Health and the Environment (RIVM), Laboratory for Ecological Risk Assessment, Bilthoven, the Netherlands. (Disponible en anglais seulement).

Slobodnik J, Mrafkova L, Carere M, Ferrara F, Pennelli B, Schüürmann G, von der Ohe PC. 2012. Identification of river basin specific pollutants and derivation of environmental quality standards: a case study in the Slovak Republic. TrAC Trends Anal Chem. 41:133-145. (Disponible en anglais seulement).

Spectrum. 2009. Material Safety Data Sheet. 2,4-ditert-butyl-6-[1-(3,5-ditert-butyl-2-hydroxyphenyl)ethyl]phenol. CAS RN 35958-30-6. Gardena (CA): Spectrum Laboratory Products Inc. [Consulté le 19 décembre 2017]. (Disponible en anglais seulement).

[SPIN] Substances in Preparations in Nordic Countries [database]. c2017. Copenhagen (DK): Nordic Council of Ministers. [Consulté le 10 juillet 2019].

Statistique Canada. 2015. Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC) 2015 - Fichier partagé. Ottawa (Ont.), Canada. Estimations générées à l’aide de SAS 9.3 [GRID] à SAS EG 5.1.

Statistique Canada. 2017. Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes – Nutrition : Apports nutritionnels provenant des aliments et suppléments nutritifs. Diffusé à 8 h 30, heure de l’Est dans Le Quotidien, le mardi 20 juin 2017. [Consulté le 6 décembre 2017].

[STP-EX] Sewage Treatment Plant Expanded Model. c2000-2013. Ver. 1.0. Windsor (ON): University of Windsor, Dept. of Civil and Environmental Engineering. [Model described in Seth R, Webster E, Mackay D. 2008. Continued development of a mass balance model of chemical fate in a sewage treatment plant. Water Res. 42(3):595-604.]. (Disponible en anglais seulement).

[TEST] Toxicity Estimation Software Tool. 2016. Ver. 4.2. Washington (DC): US Environmental Protection Agency. (Disponible en anglais seulement).

Unocal. 2002. Material Safety Data Sheet: Unocal ‘76’ Guardol 15W/40 Motor Oil [PDF]. Unocal Refining & Marketing Division.  [Cité le 31 janvier 2019]. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2003. Robust summaries for Irganox 1035, Thiodiethylene bis (3,5-di-tert-butyl-4-hydroxyhydrocinnamate). CAS No. 41484-35-9. Report No. 201-14690B. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2009. Screening-level hazard characterization. Alkylphenols category. Washington (DC): US EPA, Office of Pollution Prevention and Toxics. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2010. Screening-level hazard characterization. Bridged alkyl phenol category. Washington (DC): US EPA, Office of Pollution Prevention and Toxics. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2011a. Chapter 6: inhalation rates. Exposure factors handbook 2011 edition (final report). Washington (DC): US Environmental Protection Agency. EPA/600/R-09/052F. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2011b. Exposure factors handbook: 2011 edition (final report). Washington (DC): US Environmental Protection Agency, National Centre for Environmental Assessment. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2012. Standard operating procedures for residential pesticide exposure assessment [PDF]. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pesticide Programs, Health Effects Division. [Consulté le 24 février 2020]. (Disponible en anglais seulement).

[US EPA] United States Environmental Protection Agency. 2018. Chemical Data Reporting under the Toxic Substances Control Act. [Mis à jour le 24 juillet 2018; cité le 6 février 2019]. (Disponible en anglais seulement).

Usman A, Mohammad RH, Raheem D. 2016. Isolation and characterization of naturally occurring butylated hydroxytoluene from Trichilia emetica whole seeds. J Nat Prod Resour. 2(2):68-70. (Disponible en anglais seulement).

Van Hoogen G, Opperhuizen A. 1988. Toxicokinetics of chlorobenzenes in fish. Environ Toxicol Chem. 7(3):213-219. (Disponible en anglais seulement).

Versar. 1986. Standard scenarios for estimating exposure to chemical substances during use of consumer products. Volume II.  Technical report. Washington (DC). Prepared for US EPA Office of Toxic Substances Exposure Evaluation Division. 319 p. EPA Contract No. 68-02-3968 (Disponible en anglais seulement).

Vulliet E, Tournier M, Vauchez A, Wiest L, Baudot R, Lafay F, Kiss A, Cren-Olivé C. 2014. Survey regarding the occurrence of selected organic micropollutants in the groundwaters of overseas departments. Environ Sci Pollut Res. 21(12):7512-7521. (Disponible en anglais seulement).

Wang W, Asimakopoulos AG, Abualnaja KO, Covaci A, Gevao B, Johnson-Restrepo B, Kumosani TA, Malarvannan G, Minh TB, Moon H-B, et al. 2016. Synthetic phenolic antioxidants and their metabolites in indoor dust from homes and microenvironments. Environ Sci Technol. 50(1):428-434. (Disponible en anglais seulement).

Webster F, Gagné M, Patlewicz G, Pradeep P, Trefiak N, Judson RS, Barton-Maclaren TS. 2019. Predicting estrogen receptor activation by a group of substituted phenols: an integrated approach to testing and assessment case study. Regul Toxicol Pharmacol. 106:278-291. (Disponible en anglais seulement).

White D, Lapworth DJ, Stuart ME, Williams PJ. 2016. Hydrochemical profiles in urban groundwater systems: new insights into contaminant sources and pathways in the subsurface from legacy and emerging contaminants. Sci Total Environ. 562:962-973. (Disponible en anglais seulement).

[Wilson and Meridian] Wilson Scientific Consulting Inc. and Meridian Environmental Inc. 2015. Critical review of soil ingestion rates for use in contaminated site human health risk assessments in Canada. Ottawa (ON): contractor report prepared for the Contaminated Sites Division, Safe Environments Programme, Health Canada. (Disponible en anglais seulement).

Wu XM, Bennett DH, Ritz B, Cassady DL, Lee K, Hertz-Picciotto I. 2010. Usage pattern of personal care products in California households. Food Chem Toxicol. 48(11):3109-3119. (Disponible en anglais seulement).

Zeilmaker MJ, van Kranen HJ, van Veen MP, Janus J. 2000. Cancer risk assessment of azo dyes and aromatic amines from tattoo bands, folders of paper, toys, bed clothes, watch straps and ink. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national de santé publique et de l’environnement]. (Disponible en anglais seulement).

Zgheib S, Moilleron R, Chebbo G. 2012. Priority pollutants in urban stormwater: part 1 – case of separate storm sewers. Water Res. 46(20):6683-6692. (Disponible en anglais seulement).

Annexe A. Approche de classification des risques écologiques des substances organiques (CRE)

Les risques pour l’environnement de quatre phénols substitués (n^os CAS 85-60-9, 2082‑79-3, 6386-38-5 et 41484-35-9) ont été caractérisés selon l’approche CRE (ECCC, 2016a). La CRE est une approche qui tient compte de plusieurs paramètres liés au danger et à l’exposition et qui pondère plusieurs éléments de preuve pour obtenir un classement du risque. Elle combine les divers éléments de preuve de façon à différencier les substances plus ou moins dangereuses et les potentiels d’exposition plus ou moins grands dans divers milieux. Cette approche permet de réduire l’incertitude globale de la caractérisation du risque comparativement à une approche qui reposerait sur un paramètre unique dans un seul milieu (par exemple, la concentration létale médiane [CL₅₀]). La méthode, qui est décrite en détail par ECCC (2016a), est résumée ci-dessous.

Les données sur les propriétés physico-chimiques, le devenir (demi-vies chimiques dans divers milieux et biotes, coefficients de partage et bioconcentration dans les poissons), l’écotoxicité aiguë pour les poissons et les quantités de produits chimiques importés et fabriqués au Canada proviennent de publications scientifiques, de bases de données empiriques accessibles (par exemple, la boîte à outils QSAR de l’OCDE [2014]) et de réponses aux enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE, ou sont des données produites par certaines relations quantitatives structure-activité (QSAR), ou encore par des modèles du devenir du bilan massique ou de la bioaccumulation. Ces données ont servi à alimenter d’autres modèles de bilan massique ou à établir les profils de risques et de l’exposition des substances.

Les profils de danger reposent principalement sur des paramètres tels que le mode d’action toxique, la réactivité chimique, les seuils de toxicité interne dans le réseau trophique, la biodisponibilité et l’activité chimique et biologique. Les profils d’exposition ont aussi été calculés à partir de plusieurs paramètres, dont les taux de rejet potentiels, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance. On a comparé les profils de danger et d’exposition aux critères de décision afin de classer les potentiels de danger et d’exposition de chaque substance organique comme étant faibles, modérés ou élevés. Des règles supplémentaires ont été appliquées (par exemple, régularité de la classification ou marge d’exposition) pour préciser le classement préliminaire du danger et de l’exposition.

Une matrice de risques a été utilisée pour attribuer à chaque substance un risque faible, modéré ou élevé, en fonction de son classement sur le plan du danger et de l’exposition. Les CRE ont été vérifiées selon une approche en deux étapes. La première étape a consisté à ajuster les résultats de la classification du risque modéré ou élevé à faible lorsque l’estimation du taux de rejet dans l’eau d’une substance après son passage par un système de traitement d’eaux usées prédisait un faible potentiel d’exposition. La deuxième étape servait à réévaluer un classement de risque faible par rapport à des scénarios de risques relativement prudents, locaux (dans la zone proche du point de rejet) et conçus pour protéger l’environnement afin de déterminer si l’on devrait hausser le classement du risque.

La CRE est une approche pondérée qui vise à réduire au minimum le risque d’un surclassement ou d’un sous-classement du danger, de l’exposition et du risque subséquent. Une description détaillée des approches équilibrées de traitement des incertitudes est présentée dans un document d’ECCC (2016a). Dans ce qui suit, nous discutons de deux des domaines d’incertitude les plus importants. Des valeurs de toxicité aiguë empiriques ou modélisées erronées pourraient conduire à des modifications du classement du danger, en particulier dans le cas des paramètres liés à des valeurs de résidus dans les tissus (le mode d’action toxique), dont un grand nombre sont prévues à partir de modèles QSAR (OCDE, QSAR Toolbox, 2014). Toutefois, la fréquence de ce type d’erreur est atténuée par le fait qu’une surestimation de la létalité médiane donnera une valeur prudente (protectrice) des résidus dans les tissus qui servira à l’analyse critique des résidus corporels. L’erreur due à une sous-estimation de la toxicité aiguë sera atténuée par le recours à d’autres paramètres de danger, tels que le profil structural du mode d’action, la réactivité ou l’affinité de liaison à l’œstrogène. Les changements ou les erreurs touchant les quantités chimiques pourraient mener à un classement différent de l’exposition, les classements de l’exposition et du risque étant très sensibles aux taux d’émission et aux quantités utilisées. Les classements obtenus avec la CRE tiennent donc compte de l’exposition et des risques au Canada en fonction des quantités déclarées par l’industrie, ce qui n’est pas nécessairement indicatif des tendances futures.

Les considérations et les données critiques utilisées pour élaborer les profils spécifiques de ces substances et les résultats de la classification des dangers, de l’exposition et des risques sont présentés dans un document d’ECCC (2016b).

Annexe B. Estimations de l’exposition aux substances du groupe des phénols substitués par les milieux environnementaux et les aliments

Abréviations : CEE = concentration estimée dans l’environnement; s.o. = sans objet.
^a Valeurs CEE (mg/L) tirées des tableaux 7-8 et 7-9.
^b Groupe d’âge le plus exposé, soit de 0 à 5 mois. Poids présumé de 6,3 kg (Santé Canada 2015).
^c Exclusivement pour les nourrissons nourris au lait maternisé (0 à 5 mois), pour lesquels on suppose une consommation de 0,826 L d’eau par jour (Santé Canada, 2018), l’eau étant utilisée pour reconstituer le lait maternisé.
^d En raison des propriétés physico-chimiques de ces substances (tableau 3-1), on ne s’attend pas à une exposition par l’eau potable.
^e Somme des CEE pour les composants de la substance UVCB.

^a Communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, janvier 2019; sans référence.

Abréviations : s.o. = sans objet; N.I. = données non indiquées dans la littérature scientifique.
^a Poids présumé de 6,3 kg (Santé Canada 2015), inspiration de 3,7 m³ d’air par jour (US EPA, 2011b [valeur modifiée]) et ingestion de 21,6 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [valeur modifiée]). On présume que les nourrissons n’ingèrent pas de sol, car ils sont sous la surveillance de personnes qui s’en occupent.
^b On présume que les nourrissons allaités exclusivement au lait maternel en consomment 0,744 L par jour (Santé Canada, 2018), et on présume que le lait maternel constitue la seule source alimentaire.
^c On présume que les nourrissons nourris au lait maternisé exclusivement consomment 0,826 L d’eau par jour (Santé Canada, 2018), qui est utilisée pour reconstituer le lait maternisé. Pour plus de renseignements, veuillez consulter la note de bas de page sur l’eau potable.
^d On présume que le nourrisson pèse 9,1 kg (Santé Canada 2015b), respire 5,4 m³ d’air par jour (US EPA, 2011a), ingère 7,3 mg de sol par jour et ingère 27,0 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]). Pour les nourrissons allaités, on présume qu’ils consomment 0,632 L de lait maternel par jour (Santé Canada, 2018). Pour les nourrissons nourris au lait maternisé, on présume qu’ils consomment 0,764 L d’eau par jour (Santé Canada 2018), eau qui est utilisée pour reconstituer le lait maternisé. Pour plus de renseignements, veuillez consulter la note de bas de page sur l’eau potable.
^e On présume que l’enfant pèse 11,0 kg (Santé Canada, 2015b), respire 8,0 m³ d’air par jour (US EPA 2011a), boit 0,36 L d’eau par jour (Santé Canada, 2017), ingère 8,8 mg de sol par jour et 35,0 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
^f On présume que l’enfant pèse 15 kg (Santé Canada, 2015b), respire 9,2 m³ d’air par jour (US EPA, 2011a), boit 0,43 L d’eau par jour (Santé Canada, 2017), ingère 6,2 mg de sol par jour et 21,4 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
^g On présume que l’enfant pèse 23 kg (Santé Canada, 2015b), respire 11,1 m³ d’air par jour (US EPA 2011a), boit 0,53 L d’eau par jour (Santé Canada 2017), ingère 8,7 mg de sol par jour et 24,4 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
^h On présume que l’enfant pèse 42 kg (Santé Canada, 2015b), respire 13,9 m³ d’air par jour (US EPA 2011a), boit 0,74 L d’eau par jour (Santé Canada 2017), ingère 6,9 mg de sol par jour et 23,8 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
ⁱ On présume que l’adolescent pèse 62 kg (Santé Canada, 2015b), respire 15,9 m³ d’air par jour (US EPA 2011a), boit 1,09 L d’eau par jour (Santé Canada 2017), ingère 1,4 mg de sol par jour et ingère 2,1 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
^j On présume que l’adulte pèse 74 kg (Santé Canada, 2015b), respire 15,1 m³ d’air par jour (US EPA 2011a), boit 1,53 L d’eau par jour (Santé Canad,a 2017), ingère 1,6 mg de sol par jour et 2,6 mg de poussière par jour (Wilson et Meridian, 2015 [modifié]).
^k Aucune donnée de surveillance de l’air ambiant au Canada ou ailleurs n’a été trouvée. On suppose que les Canadiens passent 3 heures par jour à l’extérieur (Santé Canada, 1998).
^lbAucune donnée de surveillance de l’air intérieur au Canada n’a été trouvée. La concentration médiane de la substance de n^o CAS 128-37-0 (550 ng/m³) mesurée dans des échantillons d’air intérieur au Japon (Kanazawa et coll., 2010) a été choisie pour estimer la dose journalière due à l’exposition par l’air intérieur. On suppose que les Canadiens passent 21 heures par jour à l’intérieur (Santé Canada, 1998).
^m Aucune donnée de surveillance de l’eau potable au Canada n’a été trouvée. La CEE prévue la plus élevée de la substance de n^o CAS 128-37-0 (tableau 7-11) a été choisie pour estimer la limite supérieure de la dose journalière pour l’exposition par l’eau potable. Voir le tableau B-1.
ⁿ Valeur moyenne estimée pour l’exposition à la substance de n^o CAS 128-37-0 par le régime alimentaire en raison de son utilisation potentielle comme additif alimentaire (tableau B-2).
^p Aucune donnée sur les concentrations dans le sol au Canada ou ailleurs n’a été trouvée.
^q La concentration médiane de la substance de n^o CAS 128-37-0 (4,31 µg/g) dans la poussière de maison aux États‑Unis (Wang et coll., 2016) a été choisie pour estimer la dose journalière due à l’exposition par la poussière.

Annexe C. Estimations de l’exposition des humains par les produits disponibles pour les consommateurs

Des scénarios sentinelles d’exposition ont été utilisés pour estimer l’exposition potentielle aux substances du groupe des phénols substitués présentes dans des produits disponibles pour les consommateurs. Les hypothèses sous‑jacentes à ces scénarios sont résumées dans le tableau C-1. Les expositions ont été estimées à l’aide de la version Web de ConsExpo ou des algorithmes du modèle (ConsExpo Web, 2016), sauf indication contraire. Pour l’exposition potentielle estimée par voie cutanée, l’absorption cutanée était présumée être de 0,41 % pour la substance de n^o CAS 128‑37-0 et de 100 % pour toutes les autres substances (voir la section 8.6). On a présumé également que l’absorption orale était de 100 % pour toutes les substances. En raison de la pression de vapeur faible à modérée de ces substances, on ne s’attend pas à ce qu’il y ait une exposition par inhalation. Un facteur de rétention global de 1 a été utilisé, sauf indication contraire.

^a On ne disposait pas de données sur la migration pour le n^o CAS 2082-79-3. Le n^o CAS 128-37-0 a été utilisé comme substitut, en raison d’une utilisation prévue similaire.
^b On ne disposait pas de données sur la migration pour le n^o CAS 36443-68-2. Le n^o CAS 128-37-0 a été utilisé comme substitut, en raison d’une utilisation prévue similaire.
^c Les scénarios par défaut de ConsExpo Web (2016) ont été utilisés, sauf pour les cas indiqués ici.
^d Une concentration de 0,3 % a été utilisée pour le n^o CAS 128-37-0 pour les lotions pour le corps afin d’estimer l’exposition combinée aux cosmétiques. L’utilisation des produits cosmétiques 986/991 déclarés au Système de numérotation des cosmétiques (CNS) était < 0,3 %; communication personnelle de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, entre mars 2017 et février 2019; sans référence.
^e La FDS (2016) ne contenait pas de données sur la concentration de la substance de n^o CAS 118-82-1. La concentration de la substance de n^o CAS 128-37-0 (FDS, 2010b) a été utilisée comme substitut, en raison d’une utilisation prévue similaire.