Ébauche d’évaluation préalable groupe des poly(amines)

Ébauche d’évaluation préalable groupe des poly(amines)

Numéros d’enregistrement du Chemical Abstracts Service

25988-97-0, 26062-79-3, 26590-05-6, 27967-29-9, 42751-79-1, 52722-38-0, 68130-99-4, 68134-56-5, 69418-26-4

Environnement et Changement climatique Canada Santé Canada

novembre 2018

 

Sommaire

Conformément à l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE], la ministre de l’Environnement et la ministre de la Santé ont procédé à l’évaluation préalable des neuf substances désignées collectivement sous le nom « groupe des poly(amines) ». Les substances de ce groupe figurent parmi celles qui ont été désignées comme devant être évaluées en priorité, car elles satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE. Leur numéro du Chemical Abstract ServiceNote de bas de page 1  (n° CAS), leur nom sur la Liste intérieure des substances, et leurs sous-groupes figurent dans le tableau ci-dessous.

Substances du groupe des poly(amines)

NoCAS

Nom dans la Liste intérieure des substances

Sous-groupe

26062-79-3

Chlorure de diallyldiméthylammonium homopolymérisé

Poly(DADMAC)

26590-05-6

Chlorure de diallyldiméthylammonium polymérisé avec l'acrylamide

Poly(DADMAC)

25988-97-0

Diméthylamine polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane

Poly(EDMA)

42751-79-1

Éthane-1,2-diamine polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane et la diméthylamine

Poly(EDMA)

52722-38-0

Diméthylamine polymérisée avec l'ammoniac et le (chlorométhyl)oxirane

Poly(EDMA)

69418-26-4

Chlorure de 2-acryloyloxy-N,N,N-triméthyléthanaminium polymérisé avec l'acrylamide

Poly(ASPCA)

68130-99-4

Aziridine homopolymérisée éthoxylée

Poly(ASPCA)

27967-29-9

Urée polymérisée avec l'ammoniac et le formaldéhyde

Poly(ASPCA)

68134-56-5

Oxépan-2-one polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane, la N-(1,3-diméthylbutylidène)-N'-{2-[(1,3-diméthylbutylidène)amino]éthyl}éthane-1,2-diamine, le 2-(méthylamino)éthanol, le 4,4'-(isopropylidène)diphénol et le 2,2'-oxydiéthanol, acétate (sel)

Poly(ASPCA)

Ces neuf substances ont déjà été évaluées dans le cadre de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères, qui a déterminé qu’ils ont un faible potentiel de nuire à la santé humaine, mais elles nécessitent un examen plus poussé en raison de leurs effets nocifs potentiels sur l’environnement (ECCC, SC 2017). Le présent examen résume l’approche appliquée au cours de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères et donne plus de détails sur la possibilité que ces neuf substances soient nocives pour l’environnement, afin d’en arriver à une conclusion générale en vertu de l’article 64 de la LCPE.

Les neuf poly(amines) ne sont pas présentes naturellement dans l’environnement. Au Canada, on signale qu’elles sont principalement utilisées comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau et des eaux usées, la production de pâtes et papiers et des applications dans les champs pétrolifères. De plus, des utilisations mineures des deux polymères poly(DADMAC) ont été déclarées pour les produits de soins personnelsNote de bas de page 2 . Des utilisations mineures des polymères poly(ASPCA) ont également été signalées dans des préparations de détergent liquide à lessive et à vaisselle pour le produit portant le no CAS 68130-99-4, dans les peintures et revêtements automobiles pour le produit portant le no CAS 68134-56-5, et les adhésifs et produits d’étanchéité pour le produit portant le no CAS 27967-29-9. Des utilisations mineures pour le poly(DADMAC) (nos CAS 26062-79-3 et 26590-05-6), le poly(EDMA) (nos CAS 25988-97-0, 42751-79-1 et 52722-38-0) et le poly(ASPCA) (no CAS 69418-26-4) dans les matériaux d’emballage alimentaire ont également été signalées.

Ces poly(amines) contiennent des groupes fonctionnels amines cationiques qui, en général, peuvent être associés à des effets nocifs pour les poissons, les invertébrés et les algues. Toutefois, l’évaluation a déterminé que les neuf poly(amines) devraient présenter une toxicité modérée à faible pour les organismes aquatiques, et une faible toxicité pour les organismes vivant dans les sédiments dans les milieux naturels, car elles forment rapidement des solides colloïdaux qui ne devraient pas être biodisponibles. Compte tenu des profils d’emploi des neuf poly(amines) susmentionnés, les rejets de la forme non liée des substances devraient être faibles. Un degré élevé d’élimination pendant le traitement des eaux usées est également courant pour ces types de substances en raison de leur nature colloïdale. En cas de surdosage lorsqu’ils sont ajoutés aux eaux usées comme floculant, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans l’eau.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation préalable, y compris l’hypothèse selon laquelle on évite tout surdosage important dans les eaux traitées, le risque que les neuf poly(amines) causent des effets nocifs sur l’environnement est faible. Il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) 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 sur l’environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Bien qu’il ait été établi que l’exposition humaine était élevée, on a conclu que le risque associé à ces polymères pour la santé humaine était faible. Par conséquent, compte tenu de la classification des risques effectuée au cours de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères, il est peu probable que l’exposition à ces substances présente un risque pour la santé humaine (ECCC, SC 2017).

Compte tenu des renseignements présentés dans cette ébauche d’évaluation préalable, il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

Conformément à l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE] (Canada 1999), le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé ont effectué l’évaluation préalable de neuf substances désignées collectivement sous le nom « groupe des poly(amines) » afin de déterminer si ces substances posent ou peuvent poser des risques pour l’environnement ou la santé humaine. L’évaluation des substances de ce groupe a été jugée prioritaire, car elles satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE (EC, SC, 2007).

Bien que les neuf substances examinées dans cette évaluation soient collectivement désignées sous le nom « groupe des poly(amines) », elles ont été divisées en sous-groupes aux fins de l’évaluation des risques : deux substances dans le sous-groupe poly(DADMAC), trois dans le sous-groupe poly(EDMA) et les quatre autres dans le sous-groupe poly(ASPCA). Un premier examen des propriétés physico-chimiques et des structures chimiques a révélé des similitudes qui justifient une approche de groupe pour la caractérisation de l’exposition, des dangers et des risques au sein de chaque groupe. Par conséquent, leurs profils d’exposition et de danger ont été examinés collectivement aux fins de l’évaluation des risques.

Les substances examinées dans la présente évaluation ont déjà été évaluées à l’aide d’une méthode d’évaluation préalable rapide. La méthode et les résultats sont présentés dans le document intitulé « Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères : Résultats de l’ébauche d’évaluation préalable » (ECCC, SC, 2017). Les méthodes d’évaluation préalable rapide portant sur l’environnement et la santé humaine sont décrites brièvement à l’annexe 1 de la présente évaluation préalable. L’application de ces approches a permis de déterminer que ces neuf poly(amines) présentent un faible potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine. Cependant, il a été jugé nécessaire de procéder à une évaluation plus approfondie en raison de préoccupations potentielles pour l’environnement. Ces résultats, ainsi que tout autre renseignement pertinent diffusés après la publication du rapport sur la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères, sont pris en compte pour formuler les conclusions tirées en vertu de l’article 64 de la LCPE dans la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d’évaluation préalable tient compte de renseignements supplémentaires sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, le danger, l’utilisation et l’exposition, y compris ceux soumis par les parties intéressées. Nous avons cherché des données pertinentes jusqu’en octobre 2017. Nous avons utilisé les données des études clés et des résultats tirés de modèles pour arriver à nos conclusions. Quand ils étaient disponibles et pertinents, nous avons tenu compte de renseignements présentés dans des évaluations faites par d’autres autorités compétentes.

La présente ébauche d’évaluation préalable a été rédigée par le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada. Elle inclut la contribution d’autres programmes de ces deux ministères. Le document intitulé « Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères : Résultats de l’évaluation préalable » a fait l’objet d’un examen externe et d’une consultation publique de 60 jours. Même si les commentaires externes ont été pris en compte, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument l’entière responsabilité du contenu final et des conclusions de la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d’évaluation préalable est axée sur des renseignements critiques permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères de l’article 64 de la LCPE. Pour ce faire, des renseignements scientifiques ont été étudiés et nous avons utilisé une approche basée sur le poids de la preuve et le principe de précautionNote de bas de page 3 . Nous présentons dans la présente ébauche d’évaluation préalable les renseignements critiques et les considérations à partir desquels notre conclusion a été tirée.

2. Poly(DADMAC)

2.1 Identité des substances

Les deux substances, chlorure de diallyldiméthylammonium homopolymérisé (no CAS 26062-79-3) et chlorure de diallyldiméthylammonium polymérisé avec l'acrylamide (no CAS 26590-05-6), ci-après dénommées « polymères poly(DADMAC) », sont représentées par les structures illustrées à la figure 2.1.

Le chlorure de diallyldiméthylammonium (DADMAC) est formé par la réaction de deux équivalents de chlorure d’allyle avec la diméthylamine. Les polymères poly(DADMAC) sont préparés par homopolymérisation de DADMAC [voie a], ou par réaction de DADMAC avec l’acrylamide [voie b] (Wilson et coll. 2002, Jia et coll. 2017). Deux structures polymères sont possibles lors de la polymérisation de DADMAC : une structure de pipéridine N-substituée ou une structure de pyrrolidine N-substituée. Selon la littérature, la structure de pyrrolidine est privilégiée (John et coll. 2002, Cotanda et coll. 2017).

Les polymères poly(DADMAC) sont des polymères cationiques à haute densité de charge ayant une masse moléculaire moyenne en nombre (Mn) présumée supérieure à 10 000 Da et une faible teneur en oligomères (Bolto 1995, Bolto et Gregory 2007). La valeur Mn se trouve généralement dans la gamme des centaines de milliers de daltons, et même jusqu’à un million pour certains produits (Edzwald 2011, Canada 2015, ECCC 2015). Les polymères poly(DADMAC) se présentent habituellement sous forme d’un concentré liquide ayant une teneur en solides comprise entre 10 % et 50 % (ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015).

La composition exacte et le degré de substitution des deux polymères poly(DADMAC) n’ont pas été fournis en réponse à une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) ni à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Cependant, on sait que le degré de substitution varie selon les différentes applications. Par conséquent, les renseignements représentatifs provenant de diverses sources ont été pris en compte aux fins de la présente évaluation.

Figure 2‑1. Synthèse et structures représentatives des polymères poly(DADMAC)
Le chlorure de diallyldiméthyl-ammonium (DADMAC) est formé par la réaction de deux équivalents du chlorure d’allyle avec la diméthylamine. Les deux polymères poly(DADMAC) sont préparés par homopolymérisation du DADMAC [voie (a), no CAS 26062-79-3], ou par réaction du DADMAC avec l’acrylamide [voie (b), no CAS 26590-05-6].

2.2 Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2-1 présente les données physiques et chimiques des polymères poly(DADMAC) obtenues dans le cadre des enquêtes mentionnées précédemment. Tous les renseignements reflètent les données sommaires fournies dans les fiches de données de sécurité (FDS).

Tableau 2-1. Propriétés physiques et chimiques (à température normale) des deux polymères poly(DADMAC)

No CAS

correspondant

26062-79-3

26590-05-6

Source ou enquête – Références

Forme physique

Liquide visqueux incolore à jaune pâle

Liquide visqueux limpide à jaune pâle

Canada 2015,

ECCC 2015, Wandrey et Jaeger, 1985

Mn a (Da)

> 10 000

> 10 000

ECCC 2017, ECCC 2015, Edzwald 2011, Cumming et coll. 2011, Bolto et Gregory 2007

Poids % < 1 000 Da b

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Poids % < 500 Da c

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Masse volumique (g/cm3)

1,0 à 1,09

1,0 à 1,2

Canada 2015, ECCC 2015

Densité de charge (mol N+/1 000 g)

6,21

6,10 d

Cary et coll. 1987

Solubilité dans l’eau (mg/L)

> 1 000

> 1 000

Canada 2015,

ECCC 2015, Bolto et Gregory 2007, Wilson et coll. 2002

a Masse moléculaire moyenne en nombre, Mn.

b Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 1 000 Da.

c Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 500 Da.

d Valeur estimée d’après la structure représentative.

Les propriétés des polymères poly(DADMAC) n’ont pas été modélisées à l’aide d’un logiciel prédictif, car on s’attend à ce qu’ils aient une masse moléculaire moyenne en nombre supérieure à 1 000 Da, ce qui est à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont jugés fiables.

2.3 Sources et utilisations

Les deux polymères poly(DADMAC) ne sont pas présents naturellement dans l’environnement. Ils ont été inclus dans une enquête à participation volontaire (ECCC 2015), ainsi que dans une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 2-2 présente un résumé des quantités fabriquées et importées totales déclarées de ces substances en 2014. Ces sources indiquent que ces polymères sont importés au Canada principalement pour être utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau, comme auxiliaires pour le traitement des eaux usées et dans les applications dans les champs pétrolifères. Des utilisations mineures ont également été signalées dans des agents antistatiques, des agents filmogènes, des fixatifs capillaires et des revitalisants (produits de soins corporels personnels).

Dans l’ensemble, les deux polymères poly(DADMAC) servent au traitement des eaux usées afin d’améliorer les processus d’épaississement et d’asséchement des boues. Les substances sont également utilisées comme coagulants pour la clarification primaire des eaux usées industrielles (p. ex., pour l’élimination de la couleur des eaux usées dans les usines de textile, les industries de transformation alimentaire, les industries de teinture, etc.) et pour la clarification primaire et secondaire des eaux usées. Les deux polymères poly(DADMAC) sont également utilisés dans l’industrie des pâtes et papiers comme agent de rétention (Bolto 2005, OCDE 2009). Dans l’exploitation minière et le traitement des minéraux, ils sont utilisés pour le traitement des boues minérales. Ils peuvent également être utilisés pour le traitement des eaux usées huileuses dans les procédés de séparation huile-eau et comme auxiliaires de traitement dans la production de pétrole. Les deux polymères poly(DADMAC) sont utilisés comme coagulants dans la purification de l’eau potable, car ils sont efficaces pour coaguler et floculer les particules inorganiques et organiques telles que le limon, l’argile, les algues, les bactéries et les virus (Bolto et coll. 1999, 2001, Harford et coll. 2011).

Tableau 2-2. Résumé des renseignements sur les quantités de polymères poly(DADMAC) fabriqués et importés au Canada en 2014, présentés dans le cadre d’une enquête à participation volontaire et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE

Substance

Quantité totale produite a (kg)

Quantité totale importée a (kg)

Enquête - Référence

26062-79-3

0

1 à 10

Canada 2015, ECCC 2015

26590-05-6

0

1 à 10

Canada 2015, ECCC 2015

a Les valeurs représentent les quantités déclarées lors d’une enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et d’une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2015). Voir l’enquête à participation obligatoire pour ce qui est des inclusions et des exclusions particulières (annexes 2 et 3).

2.4 Rejets dans l’environnement

Les deux polymères poly(DADMAC) sont utilisés dans les procédés de purification de l’eau pour coaguler et floculer les particules, ce qui facilite leur élimination de l’eau (Bolto et Gregory, 2007). Ils agissent comme coagulants en neutralisant les charges superficielles des particules (Liber et coll., 2005). Les deux polymères poly(DADMAC) sont également employés comme floculants principalement pour la production d’eau potable et le traitement des boues d’eaux usées, ainsi que pour la réduction des charges de sédiments en suspension dans les effluents miniers. Par conséquent, ils sont conçus pour réagir avec le carbone organique dissous (COD) ou les solides en suspension dans l’eau pour former des complexes neutres insolubles (c.‑à‑d. floc). Le floc se dépose ensuite hors de l’eau (Boethling et Nabholz 1997, Cumming 2008). En ce qui concerne l’utilisation des deux polymères poly(DADMAC) dans l’eau potable, le traitement des eaux usées et les applications dans les champs pétrolifères, s’ils sont utilisés correctement, les rejets devraient être négligeables, car ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec la matière anionique et ils ne sont plus alors disponibles (ECCC 2017). Comme l’ont montré Wågberg (2000) et Hubbe (2006) dans leurs articles de synthèse, les polymères à charge cationique élevée tels que les polymères poly(DADMAC) se lient fortement et de façon permanente en quelques secondes de contact, par sorption électrostatique, à un matériau anionique, y compris les surfaces cellulosiques. L’absence de polymères cationiques dans l’eau en vrac adjacente aux fibres cellulosiques après leur ajout à une concentration élevée à des matières anioniques, comme les matières fibreuses en suspension, a été révélée par titrage des charges des solutions de filtrat (Hubbe et coll. 2003, Lofton et coll. 2005).

2.5 Devenir et comportement dans l’environnement

2.5.1 Distribution dans l’environnement

Les deux polymères poly(DADMAC) sont des polymères cationiques solubles dans l’eau avec des masses moléculaires supérieures à 10 000 Da. Au cours de leur utilisation industrielle, on s’attend à ce qu’ils soient principalement adsorbés sur les boues, comme il a été mentionné plus haut. S’ils sont rejetés dans l’environnement, les deux polymères poly(DADMAC) ne devraient pas se volatiliser dans l’air, en raison de leur masse moléculaire élevée et de leur faible pression de vapeur prévue. Compte tenu de la forte nature cationique de ces polymères, on s’attend à ce qu’ils s’adsorbent rapidement et irréversiblement sur les matières anioniques en suspension dans les rivières ou les lacs et se déposent à l’extérieur de la colonne d’eau sur les sédiments (Wågberg 2000, ECCC 2017).

S’ils sont libérés dans le sol, les polymères résultants devraient s’adsorber fortement sur la matière du sol et avoir une mobilité limitée dans le sol en raison de la forte densité de charge cationique. La solubilisation des polymères dans l’eau interstitielle du sol devrait être limitée, car on s’attend à ce qu’ils se lient fortement aux particules du sol par interaction électrostatique. Ainsi, on s’attend à ce que les deux polymères poly(DADMAC) soient principalement retenus dans le sol et les sédiments.

2.5.2 Persistance dans l’environnement

Les données sur la biodégradation recueillies lors de l’enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada, 2015) sont présentées dans le tableau 2-3.

Tableau 2-3. Données de biodégradation pour les deux polymères poly(DADMAC)

No CAS

Résultat

Méthode d’essai

Source ou enquête – Référence

26062-79-3

Non facilement biodégradable

A.D. a

ECCC 2015, Canada 2015

26062-79-3

Non intrinsèquement biodégradable

No 302 de l’OCDE

FDS 2016a

26590-05-6

Non facilement biodégradable

A.D. a

ECCC 2015, Canada 2015

a A.D. : Aucune déclarée.

Les données sur la biodégradation des deux polymères poly(DADMAC) indiquent qu’ils ne sont pas facilement biodégradables.

On a signalé que le produit portant le no CAS 26062-79-3 n’est pas intrinsèquement biodégradable selon la fiche de données de sécurité 2016a. La déclaration indique que les résultats ont été obtenus selon le protocole d’essai 302 de l’OCDE, mais le rapport complet n’a pas été fourni.

La tendance générale montre que ces deux polymères ne sont pas biodégradables.

Bien qu’il n’y ait pas d’information disponible pour évaluer le potentiel de biodégradation des deux polymères poly(DADMAC) dans les sédiments, on s’attend généralement à ce qu’elle soit plus lente que dans le sol ou dans l’eau, où les conditions aérobies favorisent la biodégradation. On s’attend donc à ce que ces deux polymères aient une biodégradation plus faible dans les sédiments.

Les données sur l’hydrolyse des deux polymères poly(DADMAC) n’ont pas été fournies. Toutefois, ils sont utilisés pour la coagulation, la floculation et dans d’autres produits où ils seraient formulés avec de l’eau, de sorte que l’on peut s’attendre à une stabilité hydrolytique.

Padhye et coll. (2011) ont étudié les interactions de l’ozone avec les polymères poly(DADMAC) pendant le traitement de l’eau dans les services publics responsables de l’eau et des eaux usées. Les résultats de l’étude montrent que le contact avec l’ozone libère de la N-nitrosodiméthylamine (NDMA), mais pas à des concentrations significatives.

Compte tenu des renseignements disponibles, les deux polymères poly(DADMAC) devraient être stables dans les compartiments sol, eau et sédiments.

2.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Les deux polymères poly(DADMAC) sont des polymères à forte densité de charge cationique, et ils devraient s’adsorber fortement sur les surfaces anioniques, telles que les branchies des poissons, les cellules d’algues et les composés chargés négativement des particules organiques. Cela limitera l’absorption ainsi que le passage des polymères à travers les membranes biologiques, mais la sorption peut entraîner des réactions toxiques avec les tissus cutanés. Le potentiel de bioaccumulation devrait donc être limité (Murgatroyd et coll. 1996; Cumming 2007, 2008). De plus, les polymères poly(DADMAC) ont une valeur Mn supérieure à 10 000 Da (c.‑à‑d. qu’ils ont de grandes dimensions moléculaires), et n’ont aucun pourcentage significatif de constituants à faible masse moléculaire. Cela réduira donc davantage le taux d’absorption à travers les membranes biologiques, et devrait se traduire par un faible potentiel de bioconcentration (Arnot et coll. 2009). Les sources alimentaires (p. ex., carbone organique avec des substances adsorbées) ne sont probablement pas non plus une voie d’absorption pour la bioaccumulation en raison de la transformation irréversible du polymère en une substance de masse moléculaire plus élevée qui n’est pas disponible pour les organismes. Il n’y avait pas de données disponibles sur les organismes vivant dans les sédiments et le sol. Toutefois, comme pour les organismes aquatiques, la bioaccumulation dans ces milieux ne devrait pas être importante.

2.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

2.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Les polymères poly(DADMAC) contiennent des groupes fonctionnels amines cationiques qui peuvent être associés à des effets nocifs pour les poissons, les invertébrés et les algues (Boethling et Nabholz 1997, US EPA 2010). Les données empiriques sur l’écotoxicité des deux polymères ont été communiquées en réponse aux enquêtes à participation volontaire et obligatoire (ECCC 2015, Canada 2015). De nombreuses données empiriques sur l’écotoxicité de ces deux polymères étaient également disponibles dans la littérature (Cary et coll. 1987, Cumming et coll. 2008). Les résultats des études sur l’environnement sont présentés dans le tableau 2-4. Les données extraites des études, des fiches de données de sécurité (FDS) et des renseignements sommaires fournis par les parties intéressées laissent penser que les deux polymères poly(DADMAC) pourraient avoir une écotoxicité élevée pour les algues et les poissons et une toxicité moyenne à faible pour Daphnia. Des tendances similaires sur l’écotoxicité des deux poly(DADMAC) peuvent être observées à partir d’une compilation de données sur les polymères cationiques, publiée par Boethling et Nabholz (1997), et également à partir des polymères analogues présentant des degrés élevés de similarité structurale qui ont été soumis au Programme des substances nouvelles. Les données disponibles sur l’écotoxicité des deux polymères poly(DADMAC) et de divers analogues sont résumées dans le tableau 2-4.

Tableau 2-4. Données empiriques sur l’écotoxicité des deux polymères poly(DADMAC)

No de registre CAS

Organisme

Résultat (mg/L) a

Méthode d’essai

Source ou enquête – Référence

26062-79-3

Algues

(C. vulgaris)

CE₅₀ 72 h = 0,16

A.D. b

FDS 2013a

26062-79-3

Algues

(C. vulgaris)

CSEO 72 h = 0,065

A.D. b

FDS 2013a

26590-05-6

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 10-100

202 de l’OCDE

FDS 2016c

26062-79-3

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 0,2-100

202 de l’OCDE

FDS 2013a FDS 2014a, Cary et coll. 1987

26062-79-3

Poissons

(G. holbrooki)

CL₅₀ 96 h = 0,5

203 de l’OCDE

Cumming et coll. 2008

26062-79-3

Poissons

(O. mykiss)

CL₅₀ 96 h = 0,49

A.D. b

FDS 2013a

26062-79-3

Poissons

(O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,37

A.D. b

FDS 2013a

26062-79-3

Poissons

(P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,46-1,65

A.D. b

FDS 2013a , Cary et coll. 1987

26062-79-3

Poissons

(P. promelas)

CSEO 96 h = 0,15*

A.D. b

FDS 2013a

 

26590-05-6

Poissons

(P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 10-100

203 de l’OCDE

FDS 2014c, FDS 2015a, FDS 2016b

26062-79-3

Poissons

(B. rerio)

CL₅₀ 96 h = 10 -100

203 de l’OCDE

FDS 2014a, FDS 2016c

26062-79-3

Mysidacé

CL₅₀ 48 h = 628,5

A.D. b

FDS 2013a

26062-79-3

Mysidacé

CSEO 48 h = 125

A.D. b

FDS 2013a

a La CE₅₀ est la concentration entraînant un effet chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant 50 % de la population; CSEO = concentration sans effet observé.

b A.D. : Aucune déclarée.

* Ce paramètre a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT).

Tableau 2-5. Données de écotoxicité disponibles pour des analogues des polymères poly(DADMAC)

Organisme

Effet « A »

Résultat (mg/L)

Sources

Daphnie

CE₅₀ 48 h

> 1 b

ECCC 2017

Poissons d

CL₅₀ 96 h

< 1 b

ECCC 2017

Poissons e

CL₅₀ 96 h

0,15-1,18

Boethling et Nabholz 1997 c

a La CE₅₀ est la concentration entraînant un effet chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant 50 % de la population.

b Analogues identifiés grâce au Programme des substances nouvelles. L’identité des substances est considérée comme des renseignements commerciaux confidentiels.

c Les données de toxicité présentées par Boethling et Nabholz (1997) pour les polymères cationiques présentant divers degrés de teneur en azote aminé en pourcentage, de masse moléculaire, d’emplacement des cations et de type d’amine (tertiaire ou quaternaire). Les valeurs présentées concernent le polymère 46. Les espèces précises étudiées et leur structure moléculaire spécifique sont inconnues.

d Trois espèces de poissons : truite arc-en-ciel (O. mykiss), poisson zèbre (B. rerio) et carpe (C. carpio)

e Espèces de poissons inconnues.

Les polymères poly(DADMAC) ont des masses moléculaires moyennes en nombre élevées (> 10 000 Da) qui sont à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont généralement jugés fiables (< 1 000 Da). Par conséquent, l’écotoxicité n’a pas été modélisée.

On sait que l’écotoxicité des polymères polycationiques peut être atténuée par la présence de matière organique dans l’environnement (Boethling et Nabholz 1997). Selon les auteurs, on sait que la toxicité s’abaisse lorsque les polycationiques réagissent avec le carbone organique ou les solides en suspension dans l’eau pour former des complexes neutres insolubles (c.‑à‑d. le floc). Ces auteurs et plusieurs autres ont donc proposé que les essais de écotoxicité des polymères polycationiques utilisant de l’eau propre de laboratoire sans ajout de carbone organique pourraient ne pas être représentatifs de la biodisponibilité de ces substances en milieu naturel (Boethling et Nabholz 1997; Cary et coll. 1987; Goodrich et coll. 1991). Boethling et Nabholz (1997) ont montré que l’ajout d’environ 10 mg/L d’acide humique, dans les essais de écotoxicité en laboratoire, simule les concentrations de carbone organique présentes dans l’environnement.

Cary et coll. (1987) ont étudié les effets de solides en suspension (bentonite, illite, kaolin et silice) et des composés de carbone organique dissous (acides humique, fulvique et tannique, lignine et lignosite) sur la toxicité aiguë observée du poly(DADMAC) (no CAS 26062-79-3) chez la tête-de-boule (Pimephales promelas) et les cladocères (Daphnia magna). La bentonite et tous les composés de carbone organique dissous ont réduit la toxicité du polymère d’un à deux ordres de grandeur. Sur la base de l’étude de Cary et coll. (1987), la toxicité aiguë du poly(DADMAC) (no CAS 26062-79-3) sera atténuée d’un facteur de 37 pour Daphnia magna et de 14 pour la tête-de-boule, avec l’ajout de 10 mg/L d’acide humique. Le tableau 2-6 résume les données de toxicité de cette étude.

Tableau 2-6. Toxicité aiguë et facteurs de réduction de la toxicité aiguë du poly(DADMAC) (no CAS 26062-79-3) pour Daphnia magna et la tête-de-boule en présence de solides en suspension et de matières organiques dissoutes (Cary et coll. 1987)

Substrat

Daphnia magna (CE₅₀ 48 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour Daphnia magna b

Tête-de-boule (CL₅₀ 96 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour la tête-de-boule b

Eau normalisée de laboratoire

0,2

S.O.

0,46

S.O.

Bentonite c

7,1

36

6,5

14

Illite c

1,2

6,0

0,55

1,2

Kaolin c

1,1

5,5

0,40

0,87

Silice c

0,14

0,70

0,39

0,85

Acide tannique d

11,9

59

6,5

14

Lignine d

> 15,4

>77

3,7

8

Acide humique d

7,4

37

6,5

14

Lignosite d

7,9

39

3,7

8

Acide fulvique d

2,2

11

4,2

9

a CE₅₀ et CL₅₀ aiguës statiques 48 h et 96 h, basées sur les concentrations nominales. La CE₅₀ est la concentration entraînant un effet chez 50 % de la population. La CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population

 b Facteur d’atténuation, estimé en fonction de la toxicité, avec et sans substrat. Ce facteur reflète la réduction de la toxicité aiguë par rapport à une analyse standard avec l’eau du laboratoire.

 c Essai effectué en présence de 50 mg/L de substrat.

 d Essai effectué en présence de 10 mg/L de substrat.

S.O. : sans objet.

On peut utiliser un facteur d’atténuation de la toxicité, établi par des essais de écotoxicité, afin de corriger la réduction prévue de la toxicité dans l’environnement due à la présence de matières organiques (p. ex., acides humiques). Pour ce faire, on multiplie la valeur des paramètres écologiques déterminée à l’aide de l’eau propre de laboratoire par le facteur d’atténuation prévu afin de la corriger de la réduire pour refléter les effets réels prévus dans l’environnement. Par conséquent, la plus faible valeur d’atténuation de 14, telle que présentée par Cary et coll. (1987), est considérée comme le pire cas raisonnable pour les algues. D’après les données de toxicité des tableaux 2.4, 2.5 et 2.6, on s’attend à ce que les deux polymères poly(DADMAC) aient une faible toxicité pour les daphnies et une toxicité modérée pour les algues et les poissons, compte tenu d’une atténuation par un facteur de 37 pour Daphnia et de 14 pour les poissons et les algues (voir l’annexe 2 pour plus de détails).

Aucune donnée sur l’écotoxicité des deux polymères poly(DADMAC) dans les sédiments n’a été fournie pour ou n’ont pu être trouvées. Cependant, Rogers et Witt (1989) ont démontré que la toxicité en milieu aquatique des polycationiques est également atténuée lorsque les polymères sont mélangés aux sédiments. Les données d’essai disponibles pour des sédiments naturels contaminés par des polycationiques et pour les espèces benthiques qui ingèrent les sédiments ont montré que les polycationiques dont la densité de charge est supérieure à 4,2 % en azote aminé (% a-N) ne sont pas biodisponibles et n’entraînent pas de toxicité. La moyenne géométrique de la CMEO sur 48 h et de la CSEO sur 48 h était supérieure à 100 mg/kg de sédiments secs, ce qui permet de croire que la toxicité est faible lorsqu’ils se retrouvent dans les sédiments.

Dans l’ensemble, les deux polymères poly(DADMAC) devraient présenter une toxicité modérée à faible pour les organismes aquatiques et faible pour les espèces sédimentaires dans les milieux naturels. Sur la base des données disponibles, le critère d’effet écotoxicologique atténué le plus faible signalé pour les polymères poly(DADMAC) (poissons : CSEO 96 h de 2,1 mg/L, ce qui correspond à une CSEO 96 h non atténuée de 0,15 mg/L multipliée par le facteur d’atténuation de 14) a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT) et sert à estimer la concentration estimée sans effet (CESE) en milieu aquatique. Le calcul d’une CESE n’est pas jugé nécessaire pour les espèces qui vivent dans les sédiments, car le critère de toxicité devrait être supérieur à 100 mg/L après atténuation.

On obtient la CESE pour les organismes aquatiques en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d’évaluation (FE), comme ceci :

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

Un FE de 10 est sélectionné pour estimer la CESE en milieu aquatique. Le FE choisi vaut 5 pour l’extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique, 1 pour la variation liée à la sensibilité des espèces et 2 pour le mode d’action des polymères cationiques. Compte tenu des données disponibles sur l’écotoxicité des deux polymères poly(DADMAC) (plus de 7 espèces couvrant 3 catégories), un facteur de 1 a été choisi pour représenter la sensibilité des espèces, et de 2 pour le mode d’action, en supposant un mode d’action non narcotique des deux poly(DADMAC). Il en résulte une CESE en milieu aquatique de 0,21 mg/L (voir l’annexe 2 pour plus de détails).

2.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Selon les données recueillies dans le cadre des enquêtes à participation volontaire (ECCC 2015) et obligatoire (Canada 2015), les deux polymères poly(DADMAC) sont utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau et des eaux usées, et comme auxiliaires de traitement dans les applications dans les champs pétrolifères. Dans les applications pétrolières sur terre, l’eau de traitement n’est généralement pas rejetée à l’égout ou dans le milieu aquatique. L’injection pour la stimulation des puits et l’injection d’eau de procédé en puits profond sont les méthodes d’élimination les plus courantes en Amérique du Nord (201 de l’OCDE2). Aucune donnée sur les utilisations extracôtières n’a cependant été fournie dans le cadre des enquêtes mentionnées ci-dessus. Toutefois, on ne s’attend pas à ce que les rejets en mer entraînent de fortes concentrations dans l’environnement en raison de leur forte dilution. D’après les renseignements disponibles, les deux polymères poly(DADMAC) ont été importés au Canada. Par conséquent, il est inutile de pousser plus à fond l’examen des scénarios d’exposition pour la fabrication des deux polymères poly(DADMAC) et leurs applications dans la production de pétrole.

Selon les données des enquêtes, il y a trois utilisations principales des polymères poly(DADMAC) qui peuvent entraîner des rejets dans le milieu aquatique :

  1. Traitement de l’eau potable
  2. Traitement des eaux usées industrielles
  3. Traitement des eaux usées
Traitement de l’eau potable

Pour rendre l’eau potable, on traite l’eau naturelle pour en réduire l’odeur, le goût, l’apparence et les sédiments à des niveaux acceptables. Les polyamines à haute densité de charge cationique et de masse moléculaire faible à moyenne sont largement utilisées comme coagulants primaire pour le traitement de l’eau. Les polymères chargés positivement neutralisent efficacement les solides en suspension chargés négativement, permettant une agglomération ultérieure. En tant que coagulant primaire ou coagulant auxiliaire pour la clarification de l’eau potable, les coagulants organiques cationiques peuvent réduire efficacement, voire dans certains cas, éliminer l’utilisation de doses de coagulants inorganiques classiques comme l’aluminium et les sels ferriques (sels de fer [III]). Les polyamines génèrent des quantités de boue nettement plus faibles que les coagulants inorganiques classiques. La sélection du polyélectrolyte cationique approprié et ses doses d’application pour la clarification de l’eau potable dépend de nombreux facteurs. Parmi les principaux facteurs, mentionnons la turbidité, l’acidité et la nature des matières organiques et des solides en suspension. Cary et coll. (1987) rapportent des taux de traitement typiques de 1 à 10 mg/L pour les sources d’approvisionnement en eau brute. On s’attend à ce que la plupart des polymères cationiques appliqués forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec les impuretés naturelles présentes dans l’eau de source. Ces impuretés présentes dans l’eau de source peuvent être sous forme de matières organiques naturelles (MON) dissoutes et colloïdales, de sels dissous et de matières en suspension comme l’argile, la silice, les cellules microbiennes ou les algues (Bolto et Gregory 2007). Le floc se retrouve dans les boues recueillies après le processus de clarification de l’eau. Il est peu probable que des quantités importantes de polymères n’ayant pas réagi restent dans l’eau potable finale si le polyélectrolyte cationique est utilisé comme il est prescrit dans le mode d’emploi du produit. Les tentatives visant à mesurer les concentrations détectables de ces polymères après leur utilisation dans des applications de traitement de l’eau ont échoué (NAPPA, 2017b). L’eau potable contenant d’éventuels résidus de polyélectrolytes finira dans un système de traitement des eaux usées (STEU) plus tard dans son cycle de vie (voir la section Traitement des eaux usées).

Traitement des eaux usées industrielles

Les polyamines cationiques peuvent être utilisées comme coagulants pour le traitement des eaux usées industrielles (Rout et coll., 1999). Elles sont également largement employées par différentes industries pour la clarification primaire (p. ex., pour l’élimination de la couleur des eaux usées dans les usines de textile, les industries de transformation alimentaire, les industries de teinture) et pour l’épaississement et l’asséchement des boues industrielles. Cary et coll. (1987) ont fait état de taux de traitement typiques de 10 à 100 mg/L pour les applications de clarification des eaux usées et de 100 à 1 000 mg/L pour les procédés de conditionnement et d’épaississement des boues. Selon NAPPA (2017a), ces substances se comportent différemment dans différentes eaux ayant différentes teneurs en matières solides ou organiques. Aucune donnée quantitative sur les résidus potentiels de polymères n’ayant pas réagi dans les eaux usées industrielles n’a été trouvée. La majeure partie des effluents d’eaux usées industrielles est rejetée dans les STEU, où tout résidu de polymères n’ayant pas réagi sera éliminé par liaison avec les matières organiques dissoutes, les solides en suspension et autres matières colloïdales chargées négativement. Cependant, les eaux de procédé sans contact (p. ex., l’eau de refroidissement) pourraient être rejetées directement dans le milieu aquatique par les industries. Dans le cas où la dose d’application n’a pas été choisie correctement et qu’un surdosage de polymères peut se produire, des résidus de polymères n’ayant pas réagi peuvent demeurer dans les eaux de procédé sans contact. D’après les communications avec la NAPPA (2017b), et les données recueillies dans le cadre du Programme des substances nouvelles (ECCC 2017), les eaux de procédé sans contact provenant du traitement des polymères polycationiques sont habituellement recirculées de nombreuses fois avant d’être rejetées, et tout résidu de polymères potentiel sera lié à d’autres colloïdes chargés négativement qui sont ajoutés aux eaux sans contact pour le traitement (p. ex., les détartreurs). Sinon, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, car ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec les matières anioniques dans les eaux réceptrices.

Traitement des eaux usées

Les polyélectrolytes cationiques, solubles dans l’eau, sont largement utilisés dans les STEU principalement pour améliorer les processus d’épaississement et d’asséchement des boues. Les polyélectrolytes cationiques sont également utilisés comme floculants dans les bassins de sédimentation primaire et secondaire (Flock et Rausch, 1973). Flock et Rausch (1973) ont rapporté des concentrations de polyélectrolytes cationiques de 1 mg/L à 50 mg/L pour le traitement primaire classique et de 5 mg/L pour le bassin de sédimentation secondaire. Les auteurs ont conclu que les polyélectrolytes cationiques ne sont pas rentables pour les procédés de traitement primaire, car ils doivent généralement être utilisés en doses de traitement plus élevées que les polymères anioniques. Les polyélectrolytes cationiques offrent une plus grande souplesse, et peuvent améliorer considérablement l’efficacité globale d’élimination dans les bassins de sédimentation secondaire à de faibles doses. La NAPPA (2017a) a indiqué la clarification primaire comme principale application dans les STEU pour les neuf polyamines du groupe, et a fourni une concentration d’utilisation maximale réaliste de 5 mg de polymère actif par litre. Cary et coll. (1987) ont fait état de concentrations de traitement typiques de 10 à 100 mg/L pour les applications de clarification des eaux usées et de 100 à 1 000 mg/L pour les procédés de conditionnement et d’épaississement des boues. On peut conclure que différentes doses d’application sont utilisées dans les stations de traitement des eaux usées. Le choix du polymère et de la dose dépendent des caractéristiques des eaux usées, y compris la teneur en solides en suspension et en matières organiques dissoutes. Dentel (2000) a analysé le devenir des polymères dans les installations de traitement des eaux usées d’après des mesures par résonance magnétique nucléaire de l’hydrogène (proton –1H RMN) effectuées au cours d’expériences en laboratoire sur des échantillons prélevés dans ces usines. Les résultats ont fourni des preuves solides que presque tous les polymères quittent l’installation de traitement avec les biosolides asséchés plutôt que dans l’effluent traité. L’évaluation par tableur de divers scénarios a montré que seuls les surdosages exceptionnels de polymères ou l’incapacité d’obtenir une récupération raisonnable des solides pourraient détourner une partie des polymères vers les circuits de recirculation (Dentel, 2000). Dans de tels cas, on ne s’attend pas à ce que les résidus de polymères n’ayant pas réagi soient biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans les STEU ou dans les eaux réceptrices (Hubbe et coll. 2003, Lofton et coll. 2005). En résumé, l’utilisation de polymères d’amine polycationiques pour le traitement des eaux usées et des biosolides entraîne une combinaison des polymères avec des solides colloïdaux anioniques. Comme l’indiquent les données recueillies dans le cadre du Programme des substances nouvelles, il y a peu de risques que les rejets de polymères dans les effluents traités ou les biosolides aient des effets toxiques sur l’environnement (ECCC 2017).

2.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche suivie dans la présente évaluation des risques pour l’environnement était d’examiner les données directes et fournies à l’appui et de formuler des conclusions en tenant compte du poids de la preuve. Le poids de la preuve examiné comprend des renseignements sur les sources et le devenir des substances, leur persistance, leur bioaccumulation, les propriétés de danger pour l’environnement et le potentiel d’exposition de l’environnement.

Les deux polymères poly(DADMAC) sont principalement utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau et des eaux usées et comme auxiliaires de traitement dans les champs pétrolifères. Selon les données d’enquête, la quantité importée au Canada en 2014 atteignait 10 millions de kg/année.

Les données sur la solubilité dans l’eau des deux polymères poly(DADMAC) indiquent qu’ils sont très hydrosolubles. Lorsqu’ils sont rejetés dans l’environnement, on ne s’attend pas à ce qu’ils se retrouvent dans l’air, en raison de leur masse moléculaire élevée. De plus, on s’attend à ce que des quantités importantes s’adsorbent sur les matières organiques dissoutes et se déposent à la fois dans le système de traitement et dans l’environnement si des résidus sont rejetés.

En ce qui concerne la persistance à long terme de ces polymères, les données disponibles sur la biodégradation des deux polymères poly(DADMAC) indiquent qu’ils ne seront pas biodégradables dans l’environnement. D’autres renseignements sur leurs propriétés de transformation laissent croire que ces polymères ne sont pas hydrolysables. Cette propriété s’explique par l’absence de groupes facilement hydrolysables dans les deux structures polymères représentatives.

Toutes les données empiriques utilisées pour évaluer le potentiel de bioaccumulation corroborent le faible potentiel de bioaccumulation des deux polymères poly(DADMAC) pour les organismes aquatiques.

Selon leur profil de risque écologique, les deux polymères poly(DADMAC) sont généralement faiblement toxiques pour les daphnies et modérément toxiques pour les algues et les poissons, compte tenu de l’atténuation par le carbone organique dissous (COD), qui réduit leur biodisponibilité.

Aucun polymère résiduel important ne devrait demeurer dans la colonne d’eau si les polymères ont été utilisés de façon appropriée comme floculant dans l’eau potable et pour le traitement des eaux usées municipales et industrielles. En cas de surdosage lorsqu’ils sont ajoutés aux eaux usées comme floculant, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans l’eau. Comme on s’attend à ce que l’utilisation appropriée des deux polymères poly(DADMAC) entraîne des rejets négligeables dans les eaux de surface, une concentration environnementale estimée (CEE) n’a pas été calculée. Dans l’ensemble, on ne s’attend pas à ce que les deux polymères poly(DADMAC) suscitent des préoccupations à l’égard de l’environnement, compte tenu des renseignements disponibles et de l’hypothèse selon laquelle on évitera l’utilisation d’une surdose importante dans les eaux à traiter.

2.7 Potentiel de causer des effets nocifs sur la santé humaine

La classification des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisée pour établir les risques potentiels pour la santé humaine associés aux deux polymères poly(DADMAC) est présentée dans le document intitulé « Supporting Documentation: Final Risk Matrix Location of Polymers » (Santé Canada 2017).

Après avoir examiné les habitudes de consommation, on a conclu que l’exposition de la population générale était potentiellement élevée (voir l’annexe 1). Cependant, le risque pour la santé humaine que posent les deux poly(DADMAC) a été jugé faible. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que l’exposition à ces substances présente un risque pour la santé humaine (ECCC, SC 2017).

3. Poly(EDMA)n

3.1 Identité des substances

Les substances diméthylamine polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane (no CAS 25988-97-0); éthane-1,2-diamine polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane et la diméthylamine (no CAS 42751-79-1) et diméthylamine polymérisée avec l'ammoniac et le (chlorométhyl)oxirane (no CAS 52722-38-0), ci-après appelées « polymères poly(EDMA) », sont représentées par les structures illustrées à la figure 3.1.

L’épichlorohydrine-diméthylamine (EDMA) est formée par réaction de l’épichlorohydrine avec la diméthylamine. Les polymères poly(EDMA) sont préparés par homopolymérisation de l’EDMA [voie a], par réaction de l’EDMA avec la 1,2-éthanediamine [voie b], ou par réaction de l’EDMA avec l’ammoniac [voie c] (Vorchheimer 1981, Choi et coll. 2001). Ces polymères sont généralement des mélanges d’isomères. Cependant, aucun monomère résiduel (épichlorohydrine, diméthylamine, 1,2-éthanediamine et ammoniac) ne devrait subsister, car ces processus comportent plusieurs étapes de purification pour éliminer toutes les impuretés (Chen et Tu 2017, Choi et coll. 2001).

Les polymères poly(EDMA) sont des polymères cationiques à haute densité dont la masse moléculaire moyenne en nombre (Mn) est présumée supérieure à 10 000 Da et dont la teneur en oligomères est faible (Bolto et coll. 1998). La valeur Mn se trouve habituellement dans la plage des centaines de milliers de daltons, voire jusqu’à un million pour certains produits (Yue et coll. 2008, Canada 2015, ECCC 2015). Les polymères poly(EDMA) sont habituellement importés sous forme d’un concentré liquide ayant une teneur en solides comprise entre 10 % et 50 % (ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015).

La composition exacte et le degré de substitution des polymères poly(EDMA) n’ont pas été fournis en réponse à une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) ou à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Cependant, on sait que le degré de substitution varie selon l’application. Par conséquent, les renseignements représentatifs provenant de diverses sources ont été pris en compte aux fins de la présente évaluation.

Figure 3‑1. Synthèse et structure représentative des polymères poly(EDMA)
L’épichlorohydrine-diméthylamine (EDMA) est formée par réaction de l’épichlorohydrine avec la diméthylamine. Les trois polymères poly(EDMA) sont préparés par homopolymérisation de l’EDMA [voie a, no CAS 25988-97-0], par réaction de l’EDMA avec la 1,2-éthanediamine [voie b, no CAS 42751-79-1], ou par réaction de l’EDMA avec l’ammoniac [voie c, no CAS 52722-38-0].

3.2 Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 3-1 présente les propriétés physiques et chimiques au sujet des polymères poly(EDMA) obtenues par l’intermédiaire des enquêtes susmentionnées. Tous les renseignements reflètent les données sommaires fournies dans les fiches de données de sécurité (FDS).

Tableau 3-1. Propriétés physiques et chimiques (à température normale) des polymères poly(EDMA)

No CAS correspondant

25988-97-0

42751-79-1

52722-38-0

Source ou enquête – Références

Forme physique

Liquide bleuâtre

Liquide incolore à ambre

Liquide limpide à jaune pâle

Canada 2015;

ECCC 2015

Mn a (Da)

> 10 000

> 10 000

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015, Edzwald 2011, Cumming et coll. 2011, Cary et coll. 1987

Poids % < 1 000 Da b

0

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Poids % < 500 Da c

0

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Masse volumique (g/cm3)

1,34

1,1 to 1,2

1,0 à 1,2

Canada 2015, ECCC 2015

Densité de charge (mol N+/1 000 g)

7,3

22,07 d

19,02 d

Cary et coll. 1987

Solubilité dans l’eau (mg/L)

> 1 000

> 1 000

> 1 000

Canada 2015,

ECCC 2015, Bolto et Gregory 2007; Wilson et coll. 2002

a Masse moléculaire moyenne en nombre, Mn.

b Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 1 000 Da.

c Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 500 Da.

d Valeur estimée d’après la structure représentative.

Les propriétés des polymères poly(EDMA) n’ont pas été modélisées à l’aide d’un logiciel prédictif, car on s’attend à ce qu’ils aient une masse moléculaire moyenne en nombre supérieure à 1 000 Da, ce qui est à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont jugés fiables.

3.3 Sources et utilisations

Les polymères poly(EDMA) ne sont pas présents naturellement dans l’environnement. Ils étaient l’objet d’une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) ainsi que d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 3-2 présente un résumé des quantités fabriquées et importées totales déclarées pour ces substances en 2014. Ces sources indiquent que ces polymères sont importés au Canada pour être principalement utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau, et comme auxiliaires pour le traitement des eaux usées, l’extraction du pétrole et du gaz naturel et dans l’industrie des pâtes et papiers.

Dans l’ensemble, les polymères poly(EDMA) sont utilisés pour le traitement des effluents d’eaux usées pour améliorer l’épaississement et l’asséchement des boues. Les substances sont également utilisées comme coagulants pour la clarification primaire des eaux usées industrielles (p. ex., pour l’élimination de la couleur des eaux usées dans les usines de textile, les industries de transformation alimentaire, les industries de teinture, etc.) et pour la clarification primaire et secondaire des eaux usées. Les polymères poly(EDMA) sont également utilisés dans l’industrie des pâtes et papiers comme agents de rétention (Bolto 2005, OCDE 2009). Dans l’exploitation minière et le traitement des minéraux, ils sont utilisés pour le traitement des boues minérales. Les polymères poly(EDMA) peuvent aussi être utilisés dans les procédés de séparation huile-eau, et comme auxiliaires de traitement dans la production de pétrole. Enfin, ces polymères sont aussi utilisés comme coagulants pour la purification de l’eau potable, car ils sont efficaces pour coaguler et floculer les particules inorganiques et organiques comme le limon, l’argile, les algues, les bactéries et les virus (Edzwald 2011; Goodrich 1991).

Tableau 3-2. Résumé des renseignements sur les quantités de polymères poly(EDMA) fabriqués et importés au Canada en 2014 présentés dans le cadre d’une enquête à participation volontaire et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE

Substance

Quantité totale produite a (kg)

Quantité totale importée a (kg)

Enquête – Référence

25988-97-0

0

1 à 10

Canada 2015, ECCC 2015

42751-79-1

0

1 à 10

Canada 2015, ECCC 2015

52722-38-0

0

0,1 à 1

Canada 2015, ECCC 2015

a Les valeurs représentent les quantités déclarées lors d’une enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et d’une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2015). Voir l’enquête à participation obligatoire pour ce qui est des inclusions et des exclusions particulières (annexes 2 et 3).

3.4 Rejets dans l’environnement

Comme il est expliqué à la section 2.4 et compte tenu de l’utilisation des trois polymères poly(EDMA) pour le traitement de l’eau et des eaux usées, les champs pétrolifères et l’industrie des pâtes et papiers, s’ils sont utilisés correctement, les rejets devraient être négligeables, car ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec la matière anionique et deviennent indisponibles.

3.5 Devenir et comportement dans l’environnement

3.5.1 Distribution dans l’environnement

Les trois polymères poly(EDMA) sont des polymères cationiques hydrosolubles, avec des masses moléculaires supérieures à 10 000 Da. Comme il est expliqué à la section 2.5.1, les trois polymères poly(EDMA) devraient être principalement adsorbés sur les boues et on s’attend à ce qu’ils soient surtout retenus dans le sol et les sédiments.

3.5.2 Persistance dans l’environnement

Les données sur la biodégradation recueillies lors de l’enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada, 2015) sont présentées dans le tableau 3-3.

Tableau 3-3. Données de biodégradation pour les trois polymères poly(EDMA)

No CAS

Résultat

Méthode d’essai

Source ou enquête – Référence

25988-97-0

Non facilement biodégradable

301 B de l’OCDE

ECCC 2015, Canada 2015

42751-79-1

< 60 % de dégradation en 28 jours b

301 B de l’OCDE

FDS 2017

52722-38-0

Non facilement biodégradable

A.D. a

ECCC 2015, Canada 2015

a A.D. : Aucune déclarée.

b Évolution du CO2 (test de Sturm modifié) pour une formulation.

Les données sur la biodégradation des trois polymères poly(EDMA) indiquent qu’ils ne sont pas facilement biodégradables.

Bien qu’il n’y ait pas de renseignements disponibles pour évaluer le potentiel de biodégradation des trois polymères poly(EDMA) dans les sédiments, on s’attend généralement à ce qu’elle soit plus lente que dans le sol ou dans l’eau, où les conditions aérobies favorisent la biodégradation. On s’attend donc à ce que ces trois polymères aient une biodégradation plus faible dans les sédiments.

Les données sur l’hydrolyse des trois polymères poly(EDMA) n’ont pas été fournies. Toutefois, ils sont utilisés pour la coagulation, la floculation et dans d’autres produits où ils seraient préparés avec de l’eau, de sorte que l’on peut s’attendre à une stabilité hydrolytique.

Compte tenu de renseignements disponibles, les trois polymères poly(EDMA) devraient être stables dans les compartiments sol, eau et sédiments.

3.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Les trois polymères poly(EDMA) ont une forte densité de charge cationique (7,3-22,1 %), une valeur Mn supérieure à 10 000 Da (c.‑à‑d. de grandes dimensions moléculaires) et n’ont aucun pourcentage important de constituants à faible masse moléculaire. Dans l’ensemble, la bioaccumulation de ces trois polymères dans l’eau, le sol et les sédiments devrait être faible. Cette évaluation est basée sur les mêmes considérations que pour les polymères poly(DADMAC) qui ont été examinés à la section 2.5.3, à savoir : 1) une forte adsorption sur les surfaces anioniques, ce qui entraîne une faible disponibilité de ces polymères dans l’environnement; 2) l’absence de matière bioaccumulative en raison de la valeur Mn élevée et de l’absence d’oligomère; et 3) un faible potentiel d’absorption par la consommation d’aliments, en raison d’une valeur Mn élevée et de l’absence d’une affinité lipophile.

3.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

3.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Les polymères poly(EDMA) contiennent des groupes fonctionnels amines cationiques comme il a été montré précédemment dans les structures représentatives. Les substances contenant ou pouvant contenir de tels groupes peuvent être associés à des effets nocifs pour les poissons, les invertébrés et les algues (Boethling et Nabholz 1997, US EPA 2010). Des données empiriques sur l’écotoxicité des trois polymères poly(EDMA) ont été présentées en réponse aux enquêtes susmentionnées (ECCC 2015, Canada 2015). De nombreuses données empiriques sur l’écotoxicité pour les trois polymères étaient également disponibles dans la littérature (Cary et coll. 1987, Cumming et coll. 2008, Goodrich et coll. 1991). Les résultats des études sur l’environnement sont présentés dans le tableau 3-4. Les données extraites des rapports d’étude, des fiches de données de sécurité (FDS) et des renseignements sommaires fournis par les parties intéressées permettent de croire que les trois polymères poly(EDMA) pourraient avoir une écotoxicité élevée pour les daphnies et les poissons et une toxicité modérée pour les algues. Des tendances similaires concernant l’écotoxicité des trois poly(EDMA) ressortent d’une compilation de données sur les polymères cationiques publiée par Boethling et Nabholz (1997) et aussi à partir de polymères analogues présentant un degré élevé de similarité structurale et qui ont été soumis au Programme des substances nouvelles. Les données disponibles sur l’écotoxicité des trois poly(EDMA) et de divers analogues sont résumées dans le tableau 3-5.

a La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant 50 % de la population; CSEO = concentration sans effet observé. Ces résultats ne tiennent pas compte de l’atténuation.

b A.D. : Aucune déclarée.

* Ce paramètre a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT).

Tableau 3-4. Données empiriques sur l’écotoxicité des trois polymères poly(EDMA)

No de registre CAS

Organisme

Résultat (mg/L)a

Méthode d’essai

Sources ou enquêtes – Référence

42751-79-1

Algue verte

CE50 72 h = 10-100

201 de l’OCDE

FDS 2010, FDS 2013d, FDS 2014d

42751-79-1

Daphnie

(D. magna)

CE50 48 h = 10-100

202 de l’OCDE

FDS 2010, FDS 2013d, FDS 2014d

42751-79-1

Daphnie

(D. magna)

CSEO = 0,04

202 de l’OCDE

FDS 2014e

42751-79-1

Daphnie (Ceriodaphnia)

CE50 48 h = 0,17

202 de l’OCDE

FDS 2014e

25988-97-0

Daphnie

(D. magna)

CE50 48 h = 0,08

202 de l’OCDE

Cary et coll. 1987

25988-97-0

Daphnie

(D. magna)

CSEO 48 h = 1,56

 

FDS 2016e

25988-97-0

Poissons

(L. macrochirus))

CL50 96 h = 0,18

203 de l’OCDE

Cary et coll. 1987

25988-97-0

Poissons

(L. macrochirus)

CSEO 96 h = 0,625

203 de l’OCDE

FDS 2016e, Cary et coll. 1987

25988-97-0

Poissons

(P. promelas)

CL50 96 h = 0,25

A.D. b

Cary et coll. 1987

25988-97-0

Poissons

(O. mykiss)

CL50 96 h = 0,59-1,49

A.D. b

FDS 2016e, Goodrich et coll. 1991

25988-97-0

Poissons

(O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,625

A.D. b

FDS 2016e, Goodrich et coll. 1991

25988-97-0

Poissons

(B. rerio)

CL50 96 h > 10

203 de l’OCDE

FDS 2016f

42751-79-1

Poissons

(O. mykiss)

CL50 96 h = 0,16*

203 de l’OCDE

FDS 2014e

42751-79-1

Poissons

(O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,1

203 de l’OCDE

FDS 2014e

42751-79-1

Poissons

(L. macrochirus)

CL50 96 h = 0,39

203 de l’OCDE

FDS 2014e, FDS 2017

42751-79-1

Poissons

(L. macrochirus)

CSEO = 0,24

203 de l’OCDE

FDS 2014e, FDS 2017

42751-79-1

Poissons

(P. promelas)

CL50 96 h = 0,67

203 de l’OCDE

FDS 2014e, FDS 2017

42751-79-1

Poissons

(P. promelas)

CSEO 96 h = 0,31

203 de l’OCDE

FDS 2014e, FDS 2017

42751-79-1

Poissons

(B. rerio)

CL50 96 h = 10-100

203 de l’OCDE

FDS 2010, FDS 2013d, FDS 2014d

42751-79-1

Mysidacé

CL50 48 h = 2 500

A.D. b

FDS 2013c

Tableau 3-5. Données de écotoxicité disponibles pour les analogues des polymères poly(EDMA)

Organisme

Effet « A »

Résultat (mg/L)

Sources

Algue verte

CE50 96 h

0,16

Boethling et Nabholz 1997 c

Daphnie

CE₅₀ 48 h

< 1 b

ECCC 2017

Daphnie

CE₅₀ 48 h

0,34

Boethling et Nabholz 1997 c

Poissons d

CL₅₀ 96 h

< 1 b

ECCC 2017

Poissons e

CL₅₀ 96 h

0,13

Boethling et Nabholz 1997 c

Poissons

(O. mykiss)

CL₅₀ 96 h

0,27 – 0,78

Goodrich et coll. 1991

a La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant  50 % de la population.

b Analogues identifiés grâce au Programme des substances nouvelles. L’identité des substances est considérée comme des renseignements commerciaux confidentiels.

c Les données de toxicité présentées par Boethling et Nabholz 1997 pour les polymères cationiques présentant divers degrés de teneur en azote aminé en pourcentage, de masse moléculaire, d’emplacement des cations et de type d’amine (tertiaire ou quaternaire). Les valeurs présentées sont pour le polymère 49. Les espèces précises étudiées et leur structure moléculaire spécifique sont inconnues.

d Quatre espèces de poissons : truite arc-en-ciel (O. mykiss), poisson zébré (B. rerio), tête-de-boule (P. promelas) et carpe (C. carpio).

e Espèces de poissons inconnues.

Les polymères poly(EDMA) ont une masse moléculaire moyenne en nombre élevée (> 10 000 Da) et sont à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont généralement jugés fiables (< 1 000 Da). Par conséquent, l’écotoxicité n’a pas été modélisée.

Comme il est mentionné à la section 2.6.1 sur l’évaluation des effets écologiques des polymères poly(DADMAC), l’écotoxicité des polymères polycationiques est atténuée par la présence de matière organique dans l’environnement. Comme les trois polymères poly(EDMA) sont des polymères polycationiques, on s’attend à une atténuation similaire de l’écotoxicité.

Cary et coll. (1987) ont étudié les effets des solides en suspension (bentonite, illite, kaolin et silice) et des composés de carbone organique dissous (acides humique, fulvique et tannique, lignine et lignosite) sur la toxicité aiguë observée du poly(EDMA) (no CAS 25988-97-0) sur la tête-de-boule (Pimephales promelas) et les cladocères (Daphnia magna). La bentonite et tous les composés de carbone organique dissous ont réduit la toxicité du polymère d’un à deux ordres de grandeur. Sur la base de l’étude de Cary et coll. (1987), la toxicité aiguë du poly(EDMA) (no CAS 25988-97-0) sera atténuée d’un facteur de 63 pour Daphnia magna et de 16 pour la tête-de-boule, tous ces facteurs étant basés sur l’ajout de 10 mg/L d’acide humique. Le tableau 3-6 résume les données de toxicité de cette étude.

Tableau 3-6. Toxicité aiguë et facteurs de réduction de la toxicité aiguë du poly(EDMA) (no CAS 25988-97-0) pour Daphnia magna et la tête-de-boule en présence de solides en suspension et de matières organiques dissoutes (Cary et coll. 1987)

 

Substrat

Daphnia magna (CE₅₀ 48 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour Daphnia magna b

Tête-de-boule (CL₅₀ 96 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour la tête-de-boule b

Eau normalisée de laboratoire

0,08

S.O.

0,25

S.O.

Bentonite c

6,0

75

6,5

26

Illite c

0,95

6,9

0,95

3,8

Kaolin c

0,90

11

0,65

2,6

Silice c

0,12

1,5

0,42

1,7

Acide tannique d

8,0

100

6,5

26

Lignine d

4,0

50

3,5

14

Acide humique d

5,0

63

4,0

16

Lignosite d

4,7

59

3,8

15

Acide fulvique d

3,8

48

3,8

15

a La CE₅₀ et CL₅₀ aiguës statiques 48 h et 96 h, basées sur les concentrations nominales. La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population. La CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population

b Facteur d’atténuation, estimé en fonction de la toxicité, avec et sans substrat. Ce facteur reflète la réduction de la toxicité aiguë par rapport à une analyse standard avec l’eau du laboratoire.

c Essai effectué en présence de 50 mg/L de substrat.

d Essai effectué en présence de 10 mg/L de substrat.

S.O. = sans objet.

On peut utiliser un facteur d’atténuation de la toxicité déterminé à l’aide d’essais écotoxicologiques pour corriger le degré prévu de réduction de la toxicité dans l’environnement en raison de la présence de matière organique. Pour ce faire, on multiplie la valeur des paramètres écologiques déterminée à l’aide de l’eau propre de laboratoire par le facteur d’atténuation prévu afin de la corriger ou de la réduire pour refléter les effets réels prévus dans l’environnement. D’après le facteur d’atténuation indiqué ci‑dessus, la valeur d’atténuation la plus faible, soit 16, présentée par Cary et coll. (1987) est jugé comme le pire cas raisonnable pour les algues. Sur la base des données de toxicité des tableaux 3.4, 3.5 et 3.6, les trois polymères poly(EDMA) présentent une toxicité modérée pour les algues, les daphnies et les poissons, avec l’application d’un facteur d’atténuation de 63 pour Daphnia et de 16 pour les poissons et les algues.

Aucune donnée sur l’écotoxicité des sédiments n’a été fournie pour les deux polymères poly(EDMA) ou n’ont pas été trouvées. Cependant, Rogers et Witt (1989) ont démontré que la toxicité en milieu aquatique des polycationiques est également atténuée lorsque les polymères sont mélangés aux sédiments. Les données d’essai disponibles pour des sédiments naturels contaminés par des polycationiques et pour les espèces benthiques qui ingèrent les sédiments ont montré que les polycationiques dont la densité de charge est supérieure à 4,2 % a-N ne sont pas biodisponibles et n’entraînent pas de toxicité. La moyenne géométrique de la CMEO sur 48 h et de la CSEO sur 48 h était supérieure à 100 mg/kg de sédiments secs, ce qui permet de croire que la toxicité est peu préoccupante lorsqu’ils sont transportés dans les sédiments.

Dans l’ensemble, les trois polymères poly(EDMA) devraient présenter une toxicité modérée pour les organismes aquatiques et une faible toxicité pour les espèces sédimentaires/vivant dans les sédiments dans les milieux naturels. Sur la base des données disponibles, le critère d’effet écotoxicologique atténué le plus faible rapporté pour les trois polymères poly(EDMA) (poissons, O. mykiss: CL₅₀ 96 h de 2,56 mg/L, ce qui correspond à une CL₅₀ 96 h non atténuée de 0,16 mg/L, multipliée par le facteur d’atténuation de 16) a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT) et est utilisé pour calculer la concentration estimée sans effet (CESE) en milieu aquatique. Le calcul d’une CESE n’est pas jugé nécessaire pour les espèces qui vivent dans les sédiments, car le critère de toxicité devrait être supérieur à 100 mg/L après atténuation.

On obtient la CESE pour les organismes aquatiques en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d’évaluation (FE), comme ceci :

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

Un FE de 20 est sélectionné pour estimer la CESE en milieu aquatique. Le FE choisi vaut 10 pour l’extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique, 1 pour la variation liée à la sensibilité des espèces, et 2 pour le mode d’action des polymères cationiques. Compte tenu des données disponibles sur l’écotoxicité des trois polymères poly(EDMA) (plus de 7 espèces couvrant 3 catégories), un facteur de 1 a été choisi pour représenter la sensibilité des espèces, et de 2 pour le mode d’action, en supposant un mode d’action non narcotique pour les trois polymères poly(EDMA). Il en résulte une CESE en milieu aquatique de 0,128 mg/L (voir l’annexe 3 pour plus de détails).

3.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Selon les données recueillies dans le cadre de l’enquête à participation volontaire (ECCC 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada 2015), les trois polymères poly(EDMA) sont utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau, et comme auxiliaires pour le traitement des eaux usées, l’extraction du pétrole et du gaz naturel, et dans l’industrie des pâtes et papiers. D’après les renseignements disponibles, les trois polymères poly(EDMA) ont été importés au Canada. Comme il est expliqué à la section 2.6.2, les scénarios d’exposition pour la fabrication des trois polymères poly(EDMA) et leurs applications dans la production de pétrole n’ont pas été examinés, car ils ne devraient pas entraîner de concentrations importantes dans l’environnement.

Selon les données de l’enquête, il existe quatre utilisations importantes des polymères poly(EDMA) qui peuvent entraîner des rejets dans le milieu aquatique :

1.    Traitement de l’eau potable

2.    Traitement des eaux usées industrielles

3.    Traitement des eaux usées

4.    Auxiliaires de traitement dans l’industrie des pâtes et papiers

Les scénarios qualitatifs concernant le traitement de l’eau potable, le traitement des eaux et des eaux usées industrielles ont déjà été décrits à la section 2.6.2. Par conséquent, seul le scénario qualitatif concernant les auxiliaires de traitement dans l’industrie des pâtes et papiers est décrit dans la présente section.

Auxiliaires de traitement dans l’industrie des pâtes et papiers

Les fabricants de papier utilisent des floculants polymères solubles dans l’eau 1) pour améliorer la rétention dans la feuille des fines de fibre, des charges inorganiques et d’autres petites particules, et 2) pour améliorer le drainage et l’asséchement des machines à papier pendant la fabrication du papier (Foster, 1973). Selon les données recueillies dans le cadre de l’enquête à participation volontaire (ECCC 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada 2015), les trois polymères poly(EDMA) sont utilisés pour contrôler l’accumulation de brai, d’encre et d’adhésifs sur les fils, les feuilles et les rouleaux de presse des machines à papier. Foster (1973) a signalé qu’en général, pour un polymère donné, il faut ajouter de plus grandes quantités pour améliorer le drainage que pour améliorer la rétention. Les doses d’application pour la rétention se situent habituellement entre 0,01 % et 0,05 %, d’après la teneur en solides du papier sec et la teneur en solides des polymères secs. Lorsque ces produits sont utilisés comme auxiliaires de drainage, les quantités ajoutées sont dans la plage de 0,03 % à environ 0,20% (Foster, 1973). En outre, les polyamines cationiques sont utilisées pour enlever la couleur des eaux usées de la pâte brûlée dans les usines de pâtes et papiers.

Les polymères cationiques à charge élevée sont conçus pour s’adsorber sur les matières en suspension telles que les fibres dans les procédés de fabrication du papier ou les matières organiques dans les eaux usées. L’adsorption est instantanée et irréversible (Wågberg 2000, Hubbe 2006). Les produits sont dosés de manière à ce qu’il n’y ait pas d’excès de polymère, car une surcharge du système entraînerait une dispersion des fibres. Grâce à la détection de charges des particules, une technique d’analyse reconnue dans l’industrie, il a été établi que les concentrations potentielles de polymères cationiques à charge élevée n’ayant pas réagi dans l’eau blanche seront extrêmement faibles ou inexistantes (Hubbe et coll. 2003, Lofton et coll. 2005). De plus, les effluents des usines de pâtes et papiers sont traités par des installations de traitement primaire et/ou secondaire des eaux usées qui sont très efficaces pour éliminer les polymères cationiques avant leur rejet. Le traitement primaire consiste habituellement à sédimenter par gravité, avec prémélange, les eaux usées entrantes avec des produits chimiques coagulants. Essentiellement, tous les polymères cationiques présents dans l’effluent entrant se retrouvent dans les boues primaires. Les systèmes de traitement secondaire des eaux usées, dans les usines de papier typiques, utilisent des boues bactériennes pour purifier davantage l’eau provenant de l’étape de traitement primaire. Les bactéries produisent diverses enzymes capables d’hydrolyser les polymères cationiques. L’autre moyen efficace d’éliminer les polymères cationiques, lors du traitement secondaire, est l’adsorption des polymères sur les boues biologiques. Les polymères cationiques s’adsorbent fortement sur la matière anionique, de sorte que l’efficacité de leur incorporation dans les boues biologiques est très élevée, ne laissant pratiquement aucune matière dans l’eau à rejeter (Möbius et Cordes-Tolle 1999, Wågberg 2000). Par conséquent, on ne s’attend pas à ce que les activités classiques de fabrication du papier entraînent un rejet mesurable de polymères hautement cationiques, ayant une valeur Mn élevée, dans les effluents traités du système de fabrication du papier.

3.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche suivie dans la présente évaluation des risques pour l’environnement était d’examiner les données directes et fournies à l’appui et de formuler des conclusions fondées sur le poids de la preuve. Le poids de la preuve examiné comprend des renseignements sur les sources et le devenir des substances, leur persistance, leur bioaccumulation, les propriétés de danger pour l’environnement et le potentiel d’exposition de l’environnement.

Les trois polymères poly(EDMA) sont principalement utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau, le traitement des eaux usées, les applications dans les champs pétrolifères et dans l’industrie des pâtes et papiers. Selon les données d’enquête, la quantité importée au Canada en 2014 atteignait 10 millions de kg/année.

Les données déclarées sur la solubilité des trois polymères poly(EDMA) dans l’eau indiquent qu’ils sont très hydrosolubles. Lorsqu’ils sont rejetés dans l’environnement, on ne s’attend pas à ce qu’ils se retrouvent dans l’air en raison de leur masse moléculaire élevée. De plus, on s’attend à ce que des quantités importantes s’adsorbent sur les matières organiques dissoutes et se déposent à la fois dans le système de traitement et dans l’environnement si des résidus sont rejetés.

En ce qui concerne la persistance à long terme de ces polymères, les données disponibles sur la biodégradation des trois polymères poly(EDMA) indiquent qu’ils ne seront pas biodégradables dans l’environnement. D’autres renseignements sur leurs propriétés de transformation laissent penser que ces polymères ne sont pas hydrolysables. Cela correspond à l’absence de groupes facilement hydrolysables dans les structures représentatives des trois polymères.

Toutes les données empiriques utilisées pour évaluer le potentiel de bioaccumulation corroborent le faible potentiel de bioaccumulation des trois polymères poly(EDMA) pour les organismes aquatiques.

Selon leur profil de risque écologique), les deux polymères poly(DADMAC présentent habituellement une toxicité modérée pour les algues, les daphnies et les poissons, compte tenu d’une atténuation par le carbone organique dissous qui réduit leur biodisponibilité.

Aucun polymère résiduel important ne devrait demeurer dans la colonne d’eau si le polymère est utilisé de façon appropriée comme floculant pour le traitement de l’eau potable, le traitement des eaux usées industrielles, le traitement des eaux usées, les applications dans les champs pétrolifères et dans l’industrie des pâtes et papiers. En cas de surdosage lorsqu’ils sont ajoutés aux eaux usées comme floculant, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans l’eau. Comme on s’attend à des rejets négligeables dans les eaux de surface si on utilise de manière appropriée les trois polymères poly(EDMA), une concentration environnementale estimée (CEE) n’a pas été calculée. Dans l’ensemble, les trois polymères poly(EDMA) ne sont pas censés susciter des préoccupations de nature environnementale, compte tenu des renseignements disponibles et de l’hypothèse selon laquelle on évitera l’utilisation d’une surdose importante dans les eaux à traiter.

3.7 Potentiel de causer des effets nocifs sur la santé humaine

La classification des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisés pour établir les risques potentiels pour la santé humaine associés aux trois polymères poly(EDMA) est présentée dans le document « Supporting Documentation: Final Risk Matrix Location of Polymers » (Santé Canada 2017).

Après avoir examiné les habitudes de consommation, on a conclu que l’exposition de la population générale était modérée (voir l’annexe 1).

Cependant, le risque que posent les trois polymères poly(EDMA) pour la santé humaine a été jugé faible. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que l’exposition à ces substances présente un risque pour la santé humaine (ECCC, SC 2017).

4. Poly(ASPCA)

4.1 Identité des substances

La figure 4.1 illustre les structures des substances suivantes : chlorure de 2-acryloyloxy-N,N,N-triméthyléthanaminium polymérisé avec l'acrylamide (no CAS 69418-26-4); aziridine homopolymérisée éthoxylée (no CAS 68130-99-4); urée polymérisée avec l'ammoniac et le formaldéhyde (no CAS 27967-29-9), et oxépan-2-one polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane, la N-(1,3-diméthylbutylidène)-N'-{2-[(1,3-diméthylbutylidène)amino]éthyl}éthane-1,2-diamine, le 2-(méthylamino)éthanol, le 4,4'-(isopropylidène)diphénol et le 2,2'-oxydiéthanol, acétate (sel) (no CAS 68134-56-5), ci-après appelées « polymères poly(ASPCA) ». Ces substances sont chimiquement différentes d’après leurs caractéristiques structurales, mais ont été regroupées ensemble dans la présente évaluation, compte tenu de leurs profils d’emploi similaires.

La substance portant le no CAS 69418-26-4 est préparée par polymérisation d’addition, et les substances portant les nos CAS 68130-99-4, 27967-29-9 et 68134-56-5 sont obtenues par polymérisation de condensation (Rasteiro et coll. 2010, Palomino et coll. 2012, Costa et coll. 2014).

Les polymères poly(ASPCA) sont des polymères cationiques à densité de charge élevée, avec une masse moléculaire moyenne en nombre (Mn) présumée supérieure à 10 000 Da et une faible teneur en oligomères. La valeur Mn est généralement dans la gamme des centaines de milliers de daltons, et même jusqu’à un million pour certains produits (Barajas et Hunkeler 2004, Canada 2015, ECCC 2015). Les polymères poly(ASPCA) sont habituellement importés sous forme de poudre ou de concentré liquide ayant une teneur en solides comprise entre 10 % et 50 % (ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015).

La composition exacte et le degré de substitution des polymères poly(ASPCA) n’ont pas été fournis en réponse à une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) ou à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Cependant, on sait que le degré de substitution varie selon l’application. Par conséquent, les renseignements représentatifs provenant de diverses sources ont été pris en compte aux fins de la présente évaluation (Barajas et coll. 2001, 2003a, 2003b).

Figure 4‑1. Structures représentatives des quatre polymères poly(ASPCA)
Les quatre polymères poly(ASPCA) sont les suivants : chlorure de 2-acryloyloxy-N,N,N-triméthyléthanaminium polymérisé avec l'acrylamide (no CAS 69418-26-4); aziridine homopolymérisée éthoxylée (no CAS 68130-99-4); urée polymérisée avec l'ammoniac et le formaldéhyde (no CAS 27967-29-9), et oxépan-2-one polymérisée avec le (chlorométhyl)oxirane, la N-(1,3-diméthylbutylidène)-N'-{2-[(1,3-diméthylbutylidène)amino]éthyl}éthane-1,2-diamine, le 2-(méthylamino)éthanol, le 4,4'-(isopropylidène)diphénol et le 2,2'-oxydiéthanol, acétate (sel) (no CAS 68134-56-5).

4.2 Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 4-1 présente les données sur les propriétés physiques et chimiques des polymères poly(ASPCA) obtenues dans le cadre des enquêtes susmentionnées. Tous les renseignements reflètent les données sommaires fournies dans les fiches de données de sécurité (FDS).

Tableau 4-1. Propriétés physiques et chimiques (à température normale) des polymères poly(ASPCA)

No CAS correspondant

69418-26-4

68130-99-4

27967-29-9

68134-56-5

Source ou enquête – Référence

Forme physique

Crème, solide, poudre

Liquide

Liquide limpide à blanc opaque

Liquide

ECCC 2015, FDS 2011, FDS 2015b, FDS 2016d

Mn a (Da)

> 10 000

> 10 000

> 10 000

> 10 000

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015, Edzwald 2011, Cumming et coll. 2011, Cary et coll. 1987

Poids % < 1 000 Da b

0

0

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Poids % < 500 Da c

0

0

0

0

ECCC 2017, Canada 2015, ECCC 2015

Masse volumique (g/cm3)

1,04

1,05 - 1,25

1,1 - 1,3

S.O.

Canada 2015, ECCC 2015, FDS 2007, FDS 2014b

Densité de charge (mol N+/1 000 g)

4,8

11,75 d

3,9 d

2,7 d

Cary et coll. 1987, ECCC 2017

Solubilité dans l’eau (mg/L)

> 1 000

> 1 000

> 1 000

> 1 000

Canada 2015,

ECCC 2015, Bolto et Gregory 2007, Wilson et coll. 2002

a Masse moléculaire moyenne en nombre, Mn.

b Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 1 000 Da.

c Constituants résiduels de masse moléculaire inférieure à 500 Da.

d Valeur estimée d’après la structure représentative.

Les propriétés des quatre polymères poly(ASPCA) n’ont pas été modélisées à l’aide d’un logiciel prédictif, car on s’attend à ce qu’ils aient une masse moléculaire moyenne en nombre supérieure à 1 000 Da, ce qui est à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont jugés fiables.

4.3 Sources et utilisations

Les polymères poly(ASPCA) ne sont pas présents naturellement dans l’environnement. Ils ont fait l’objet d’une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) ainsi d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 4-2 présente un résumé des quantités fabriquées et importées totales déclarées de ces substances en 2014. Selon ces sources, les polymères poly(ASPCA) sont importés au Canada pour être principalement utilisés comme coagulants pour le traitement de l’eau et des eaux usées, et comme auxiliaires de traitement pour l’extraction du pétrole et du gaz naturel. Parmi les autres utilisations des polymères poly(ASPCA), mentionnons l’utilisation de la substance no CAS 68130-99-4 dans les détergents à lessive et à vaisselle, de la substance no CAS 68134-56-5 dans les peintures et revêtements automobiles et de la substance no CAS 27967-29-9 dans les adhésifs et les produits d’étanchéité.

Dans l’ensemble, les quatre polymères poly(ASPCA) sont utilisés pour le traitement des effluents d’eaux usées afin d’améliorer l’épaississement et l’asséchement des boues. Les substances sont également utilisées comme coagulants pour la clarification primaire des eaux usées industrielles (p. ex., pour l’élimination de la couleur des eaux usées dans les usines de textile, les industries de transformation alimentaire, les industries de teinture, etc.) et pour la clarification primaire et secondaire des eaux usées.

Tableau 4-2. Résumé des renseignements sur les quantités de polymères poly(ASPCA) fabriqués, importés et utilisés au Canada en 2014, présentés dans le cadre d’une enquête à participation volontaire et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE

Substance

Quantité totale produite a (kg)

Quantité totale importée a (kg)

Enquête - Référence

69418-26-4

0

10 à 20

Canada 2015, ECCC 2015

68130-99-4

0

1 à 10

Canada 2015, ECCC 2015

27967-29-9

0

0,01 à 0,1

Canada 2015, ECCC 2015

68134-56-5

0

0,1 à 1

Canada 2015, ECCC 2015

a Les valeurs représentent les quantités déclarées lors d’une enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et d’une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2015). Voir les résultats des enquêtes à participation obligatoire pour ce qui est des inclusions et des exclusions particulières (annexes 2 et 3).

4.4 Rejets dans l’environnement

Comme il est expliqué à la section 2.4 et compte tenu de l’utilisation des quatre polymères poly(ASPCA) pour le traitement de l’eau et des eaux usées, de leur application dans les champs pétrolifères, de leur utilisation dans les formulations de détergents à lessive et à vaisselle, dans les peintures et revêtements automobiles et dans les adhésifs et produits d’étanchéité, s’ils sont utilisés correctement, les rejets devraient être négligeables, car ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec la matière anionique et deviennent indisponibles.

4.5 Devenir et comportement dans l’environnement

4.5.1 Distribution dans l’environnement

Les quatre polymères poly(ASPCA) sont des polymères cationiques hydrosolubles, d’une masse moléculaire supérieure à 10 000 Da. Comme il est expliqué à la section 2.5.1, on s’attend à ce que les quatre polymères poly(ASPCA) soient principalement adsorbés sur les boues et retenus principalement dans le sol et les sédiments.

4.5.2 Persistance dans l’environnement

Les données sur la biodégradation recueillies lors de l’enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada, 2015) sont présentées dans le tableau 4-3.

Tableau 4-3. Données sur la biodégradation pour l’un des polymères poly(ASPCA)

No CAS

Résultat

Méthode d’essai

Sources

68130-99-4

Non facilement biodégradable

301C de l’OCDE

FDS 2016d

68130-99-4

Réduction de 10 à 20 % du COD (28 j)

301A de l’OCDE

FDS 2016d

La substance no CAS 68130-99-4 ne serait pas facilement biodégradable selon la FDS 2016b. Les données soumises indiquent que les résultats proviennent d’essais réalisés selon les protocoles 301C et 301A de l’OCDE, mais le rapport complet n’a pas été fourni.

La substance no CAS 69418-26-4, un autre polymère de ce groupe, est un poly(acrylamide) cationique (CPAM) avec des groupes fonctionnels esters et amides. On sait que l’hydrolyse des liaisons ester dans les polymères CPAM dépend du pH et de la densité de charge, et qu’elle est plus facile lorsque le pH augmente (Aksberg et Wagberg 1989, Van de Wetering et coll. 1998). On a démontré que la formation de triméthylamine, lorsque les polymères CPAM sont utilisés pour le traitement des boues d’eaux usées, nécessite une biodégradation, ainsi que des conditions alcalines dans la dernière étape du processus (Chang et coll. 2005). Du point de vue de la dégradation, les groupes amides sont des points faibles (Satyanarayana et Chatterji, 1993), tout comme les liaisons ester dans les polymères CPAM (Soponkanaporn et Gehr 1989). Le clivage partiel de ces dernières dans des conditions aérobies et anaérobies a été confirmé (Lafuma et Durand 1989, Chang et coll. 2001). Le poly(acide acrylique) qui se forme peut être dégradé dans le milieu naturel, mais seules les matières ayant une très faible valeur Mn (inférieure à 4 000) semblent être touchées (Lenz 1993, Smith-Palmer et coll. 1994). Par conséquent, on s’attend à ce que la substance no CAS 69418-26-4 soit stable au fil du temps dans des conditions environnementales pertinentes.

La substance no CAS 68134-56-5 peut également contenir des groupes fonctionnels ester qui peuvent être sensibles aux processus de dégradation environnementale (hydrolyse ou biodégradation). D’après la composition chimique, la taille et la structure des molécules, on s’attend à ce que la substance soit adsorbée sur la matière organique et d’autres particules dans l’environnement et à ce qu’elle soit stable au fil du temps dans des conditions environnementales pertinentes.

La substance no CAS 27967-29-9 n’a pas de groupes facilement hydrolysables ou biodégradables, et par conséquent on ne s’attend pas à ce qu’elle se dégrade ou se transforme dans l’environnement.

La tendance générale montre que les quatre polymères poly(ASPCA) ne sont pas hydrolysables ni biodégradables de manière significative dans les conditions environnementales pertinentes.

Bien qu’il n’y ait pas de données disponibles pour évaluer le potentiel de biodégradation des quatre polymères poly(ASPCA) dans les sédiments, on s’attend généralement à ce qu’elle soit plus lente que dans le sol ou dans l’eau, où les conditions aérobies favorisent la biodégradation. On prévoit donc que ces quatre polymères auront une biodégradation moindre dans les sédiments.

Compte tenu des renseignements disponibles, les quatre polymères poly(ASPCA) devraient être stables dans les compartiments sol, eau et sédiments.

4.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Les quatre polymères poly(ASPCA) ont une forte densité de charge cationique, une valeur Mn supérieure à 10 000 Da (c.‑à‑d. de grandes dimensions moléculaires) et aucun pourcentage significatif de constituants à faible masse moléculaire. Par conséquent, comme il est expliqué à la section 2.5.3 pour polymères poly(DADMAC) avec une forte densité de charge cationique, une valeur Mn supérieure à 10 000 Da et aucun pourcentage significatif de constituants à faible masse moléculaire, la bioaccumulation des quatre polymères poly(ASPCA) dans l’eau, le sol et les sédiments devrait être faible.

4.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

4.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Les substances contenant ou pouvant contenir de tels groupes peuvent être associés à des effets nocifs pour les poissons, les invertébrés et les algues (Boethling et Nabholz 1997, US EPA 2010). Des données empiriques sur l’écotoxicité des polymères poly(ASPCA) ont été présentées en réponse aux enquêtes mentionnées précédemment (ECCC 2015, Canada 2015). De nombreuses données empiriques sur l’écotoxicité de deux des quatre polymères poly(ASPCA) étaient également disponibles dans la littérature (Cary et coll. 1987, Cumming et coll. 2008). Les résultats des études sur l’environnement sont présentés dans le tableau 4-4. Les données extraites des rapports d’étude, des fiches de données de sécurité (FDS) et des renseignements sommaires fournis par les parties intéressées indiquent que les polymères poly(ASPCA) pourraient avoir une écotoxicité élevée pour les algues, les daphnies et les poissons. On peut constater des tendances similaires concernant l’écotoxicité, pour les quatre polymères poly(ASPCA), dans une compilation de données sur les polymères cationiques publiée par Goodrich et coll. (1991), et aussi à partir des polymères analogues présentant un degré élevé de similarité structurale et qui ont été soumis au Programme des substances nouvelles. Les données disponibles sur l’écotoxicité des quatre polymères poly(ASPCA) et de divers analogues sont résumées dans le tableau 4-5.

Tableau 4-4. Données empiriques sur l’écotoxicité de deux des quatre polymères poly(ASPCA)

No de registre CAS

Organisme

Résultat (mg/L) a

Méthode d’essai

Source ou enquête – Référence

68130-99-4

Daphnie (Ceriodaphnia)

CE₅₀ 48 h > 100

202 de l’OCDE

FDS 2016d

69418-26-4

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 0,21

202 de l’OCDE

Cary et coll. 1987

69418-26-4

Poissons

(P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,16*

A.D. b

Cary et coll. 1987

69418-26-4

Poissons

(L. macrochirus)

CL₅₀ 96 h = 0,32

A.D. b

Cary et coll. 1987

69418-26-4

Poissons

(I. punctatus)

CL₅₀ 96 h = 0,59

A.D. b

Cary et coll. 1987

69418-26-4

Poissons

(B. rerio)

CL₅₀ 96 h = 5

203 de l’OCDE

FDS 2013b

68130-99-4

Boue activée en milieu aquatique

CE20 0,5 h > 1 000

302 de l’OCDE

FDS 2016d

a La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant  50 % de la population; CSEO = concentration sans effet observé. Ces résultats ne tiennent pas compte de l’atténuation.

b A.D. : Aucune déclarée.

* Ce paramètre a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT).

Tableau 4-5. Données de écotoxicité disponibles pour les analogues des polymères poly(ASPCA)

Organisme

Effet a

Résultat (mg/L)

Sources

Algues

CI₅₀ 72 h

< 1 b

ECCC 2017

Daphnie

CE₅₀ 48 h

< 1 b

ECCC 2017

Poissons d

CL₅₀ 96 h

< 1 b

ECCC 2017

Poissons e

CL₅₀ 96 h

0,76

Boethling et Nabholz 1997 c

Poissons

(O. mykiss)

CL₅₀ 96 h

0,66

Goodrich et coll. 1991

Poissons

(G. holbrooki)

CL₅₀ 96 h

0,5-2,0

Cumming et coll. 2008

a La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population; la CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population; la CI₅₀ est la concentration inhibant  50 % de la population.

b Analogue identifié par l’intermédiaire du Programme des substances nouvelles. L’identité des substances est considérée comme des renseignements commerciaux confidentiels.

c Les données de toxicité présentées par Boethling et Nabholz (1997) pour les polymères cationiques présentant divers degrés de teneur en azote aminé en pourcentage, de masse moléculaire, d’emplacement des cations et de type d’amine (tertiaire ou quaternaire). Les valeurs rapportés sont pour le polymère 45. Les espèces spécifiques étudiées et leurs structures moléculaires spécifiques sont inconnues.

d Trois espèces de poissons : truite arc-en-ciel (O. mykiss), poisson zébré (B. rerio) et tête-de-boule (P. promelas).

e Espèces de poissons inconnues.

Tous les polymères poly(ASPCA) ont une masse moléculaire moyenne en nombre élevée (> 10 000 Da), qui est à l’extérieur de la plage pour laquelle les logiciels de modélisation sont généralement jugés fiables (< 1 000 Da). Par conséquent, l’écotoxicité n’a pas été modélisée.

Comme il est mentionné à la section 2.6.1 sur l’évaluation des effets écologiques des polymères poly(DADMAC), l’écotoxicité des polymères polycationiques peut être atténuée par la présence de matière organique dans le milieu naturel. Comme les quatre polymères poly(ASPCA) sont des polymères polycationiques, on s’attendrait à une atténuation similaire de leur écotoxicité.

Cary et coll. (1987) ont étudié les effets des solides en suspension (bentonite, illite, kaolin et silice) et des composés de carbone organique dissous (acides humique, fulvique et tannique, lignine et lignosite) sur la toxicité aiguë observée du poly(ASPCA) (no CAS 69418-26-4) sur la tête-de-boule (Pimephales promelas) et les cladocères (Daphnia magna). La bentonite et tous les composés de carbone organique dissous ont réduit la toxicité du polymère d’un à deux ordres de grandeur. Sur la base de l’étude de Cary et coll. (1987), la toxicité aiguë du poly(ASPCA) (no CAS 69418-26-4) sera atténuée par un facteur de 50 pour Daphnia magna et de 40 pour la tête-de-boule, tous ces facteurs étant basés sur l’ajout de 10 mg/L d’acide humique. Le tableau 4-6 résume les données de toxicité tirées de cette étude.

Tableau 4-6. Toxicité aiguë et réduction de la toxicité aiguë du polymère poly(ASPCA) (no CAS 69418-26-4) pour Daphnia magna et la tête-de-boule en présence de solides en suspension et matières organiques dissoutes (Cary et coll. 1987)
Substrat

Daphnia magna (CE₅₀ 48 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour Daphnia magna b

Tête-de-boule (CL₅₀ 96 h, mg/L) a

Facteur d’atténuation pour la tête-de-boule b

Eau normalisée de laboratoire

0,21

S.O.

0,16

S.O.

Bentonite c

20,1

96

7,3

46

Illite c

1,0

4,8

1,1

6,9

Kaolin c

0,91

4,3

0,41

2,6

Silice c

0,26

1,2

0,35

2,2

Acide tannique d

17,4

83

4,6

29

Lignine d

28,8

137

3,8

24

Acide humique d

10,5

50

6,4

40

Lignosite d

5,9

28

2,9

18

Acide fulvique d

14,9

70

2,2

14

a CE₅₀ et CL₅₀ aiguës statiques sur 48 h et 96 h, basées sur les concentrations nominales. La CE₅₀ est la concentration entraînant des effets chez 50 % de la population. La CL₅₀ est la concentration létale chez 50 % de la population

b Facteur d’atténuation, estimé en fonction de la toxicité, avec et sans substrat. Ce facteur reflète la réduction de la toxicité aiguë par rapport à une analyse standard avec l’eau du laboratoire.

c Essai effectué en présence de 50 mg/L de substrat.

d Essai effectué en présence de 10 mg/L de substrat.

S.O. = sans objet.

On peut utiliser un facteur d’atténuation de la toxicité déterminé à l’aide d’essais écotoxicologiques pour corriger le degré prévu de réduction de la toxicité dans l’environnement en raison de la présence de matière organique. Pour ce faire, on multiplie la valeur des paramètres écologiques déterminée à l’aide de l’eau propre de laboratoire par le facteur d’atténuation prévu afin de la corriger ou de la réduire pour refléter les effets réels prévus dans l’environnement. D’après le facteur d’atténuation déclaré ci‑dessus, la valeur d’atténuation la plus faible de 40, présenté par Cary et coll. (1987) est jugée comme le pire cas raisonnable pour les algues. Sur la base des données de toxicité figurant dans les tableaux 3.4, 3.5 et 3.6, on s’attend à ce que les quatre polymères poly(ASPCA) aient une toxicité modérée pour les algues, les daphnies et les poissons, après l’application d’un facteur d’atténuation de 50 pour Daphnia et de 40 pour les poissons et les algues (voir l’annexe 4 pour plus de détails).

Aucune donnée sur l’écotoxicité des sédiments n’a été fournie pour les quatre polymères poly(ASPCA) ou n’ont été trouvées. Cependant, Rogers et Witt (1989) ont démontré que la toxicité en milieu aquatique des polycationiques est également atténuée lorsque les polymères sont mélangés aux sédiments. Les données d’essai disponibles pour des sédiments naturels contaminés par des polycationiques et pour les espèces benthiques qui ingèrent les sédiments ont montré que les polycationiques dont la densité de charge est supérieure à 4,2 % a-N ne sont pas biodisponibles pour causer une toxicité. La moyenne géométrique de la CMEO sur 48 h et de la CSEO sur 48 h était supérieure à 100 mg/kg de sédiments secs, ce qui permet de croire que la toxicité est faible lorsqu’ils se retrouvent dans les sédiments.

Dans l’ensemble, on s’attend à ce que les quatre polymères poly(ASPCA) aient une toxicité modérée à faible pour les organismes aquatiques et une faible toxicité pour les espèces vivant dans les sédiments en milieu naturel. Sur la base des données disponibles, le critère d’effet écotoxicologique atténué le plus faible rapporté pour les quatre polymères poly(ASPCA) (poissons, P. promelas: CL₅₀ 96 h de 6,4 mg/L, ce qui correspond à une CL₅₀ 96 h non atténuée de 0,16 mg/L, multipliée par le facteur d’atténuation de 40) a été choisi comme valeur critique de toxicité (VCT) et est utilisé pour calculer la concentration estimée sans effet (CESE) en milieu aquatique. Le calcul d’une CESE n’est pas jugé nécessaire pour les espèces qui vivent dans les sédiments, car le critère de toxicité devrait être supérieur à 100 mg/L après atténuation.

On obtient la CESE pour les organismes aquatiques en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d’évaluation (FE), comme ceci :

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

Un FE de 20 est sélectionné pour estimer la CESE en milieu aquatique. Le FE choisi vaut 10 pour l’extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique, 1 pour la variation de la sensibilité des espèces, et 2 pour le mode d’action des polymères cationiques. Compte tenu des données disponibles sur l’écotoxicité des quatre polymères poly(ASPCA) (plus de 7 espèces couvrant 3 catégories), un facteur de 1 a été choisi pour représenter la sensibilité des espèces, et de 2 pour le mode d’action, en supposant un mode d’action non narcotique pour les quatre polymères poly(ASPCA). Il en résulte une CESE en milieu aquatique de 0,32 mg/L (voir l’annexe 4 pour plus de détails).

4.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Selon les données recueillies dans le cadre de l’enquête à participation volontaire (ECCC 2015) et de l’enquête à participation obligatoire (Canada 2015), les quatre polymères poly(ASPCA) sont utilisés comme coagulants et floculants pour le traitement de l’eau et des eaux usées, comme auxiliaires de traitement dans les champs pétrolifères, dans les préparations de détergents à lessive et à vaisselle, dans les peintures et revêtements automobiles, et dans les adhésifs et produits d’étanchéité. D’après les renseignements disponibles, les quatre polymères poly(ASPCA) ont été importés au Canada. Comme il est expliqué à la section 2.6.2, les scénarios d’exposition pour la fabrication des quatre polymères poly(ASPCA) et leurs applications dans la production de pétrole n’ont pas été examinés, car ils ne devraient pas entraîner de concentrations importantes dans l’environnement. Les rejets par les consommateurs sont traités par les systèmes de traitement des eaux usées. Par conséquent, selon les données d’enquête, il y a trois grandes utilisations des polymères poly(ASPCA) qui peuvent entraîner des rejets dans le milieu aquatique :

  1. Traitement de l’eau potable
  2. Traitement des eaux usées industrielles
  3. Traitement des eaux usées

Cependant, les scénarios qualitatifs concernant le traitement de l’eau potable, le traitement des eaux usées industrielles et le traitement des eaux usées ont déjà été abordés à la section 2.6.2 sur l’évaluation de l’exposition de l’environnement pour les polymères poly(DADMAC). On ne s’attend pas à ce que les quantités plus grandes des quatre polymères poly(ASPCA) modifient le résultat de cette évaluation de l’exposition.

4.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche suivie dans la présente évaluation des risques pour l’environnement était d’examiner les données directes et fournies à l’appui et de formuler des conclusions fondées sur le poids de la preuve. Le poids de la preuve examiné comprend des renseignements sur les sources et le devenir des substances, leur persistance, leur bioaccumulation, les propriétés de danger pour l’environnement et le potentiel d’exposition de l’environnement.

Les quatre polymères poly(ASPCA) sont principalement utilisés comme coagulants pour le traitement de l’eau potable et des eaux usées, dans les champs pétrolifères, et comme additifs dans les détergents à lessive et à vaisselle, comme additifs dans les peintures et revêtements automobiles, et comme additifs dans les adhésifs et les produits d’étanchéité. D’après les données des enquêtes, la quantité importée au Canada en 2014 atteignait 20 millions kg.

Selon les données sur la solubilité des quatre polymères poly(ASPCA) dans l’eau, ils sont très hydrosolubles. Une fois rejetés dans l’environnement, on ne s’attend pas à ce qu’ils s’hydrolysent. Étant donné leur masse moléculaire élevée, ils ne devraient pas se retrouver dans l’air. De plus, on s’attend à ce que des quantités importantes s’adsorbent sur les matières organiques dissoutes et se déposent à la fois dans le système de traitement et dans l’environnement si des résidus sont rejetés.

En ce qui concerne la persistance à long terme de ces polymères, les données disponibles sur la biodégradation des quatre polymères poly(ASPCA) indiquent qu’ils ne seront pas biodégradables dans l’environnement. D’autres renseignements sur leurs propriétés de transformation laissent croire que ces polymères ne sont pas hydrolysables.

Toutes les données empiriques utilisées pour évaluer le potentiel de bioaccumulation corroborent le faible potentiel de bioaccumulation des quatre polymères poly(ASPCA) pour les organismes aquatiques.

Selon le profil de risque écologique des quatre polymères poly(ASPCA), ils ont en général une faible toxicité pour les bactéries et une toxicité modérée pour les algues, les daphnies et les poissons, compte tenu de l’atténuation par le carbone organique dissous qui réduit leur biodisponibilité.

Aucun polymère résiduel important ne devrait demeurer dans la colonne d’eau à la suite de leur utilisation appropriée comme floculant pour le traitement de l’eau potable, le traitement des eaux usées industrielles, le traitement des eaux usées, leurs applications dans les champs pétrolifères, comme additifs dans les détergents à lessive et à vaisselle, comme additifs dans les peintures et revêtements automobiles, et comme additifs dans les adhésifs et dans les produits d’étanchéité. En cas de surdosage lorsqu’ils sont ajoutés aux eaux usées comme floculant, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans l’eau. Comme on s’attend à des rejets négligeables dans les eaux de surface si les quatre polymères poly(ASPCA) sont correctement utilisés, une concentration environnementale estimée (CEE) n’a pas été calculée. Dans l’ensemble, on ne prévoit pas que les quatre polymères poly(ASPCA) suscitent des préoccupations de nature environnementale, compte tenu des renseignements disponibles et de l’hypothèse selon laquelle on évitera l’utilisation d’une surdose importante dans les eaux à traiter.

4.7 Potentiel de causer des effets nocifs sur la santé humaine

La classification des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisés pour établir les risques potentiels pour la santé humaine associés aux quatre polymères poly(ASPCA) est présentée dans le document « Supporting Documentation: Final Risk Matrix Location of Polymers » (Santé Canada 2017).

Après examen des habitudes de consommation, on a conclu que l’exposition de la population générale variait de faible à élevée (voir l’annexe 1). Cependant, le risque pour la santé humaine que posent les deux polymères poly(ASPCA) a été jugé faible. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que l’exposition à ces substances présente un risque pour la santé humaine (ECCC, SC 2017).

5. Incertitudes associée à l’évaluation des risques pour l’environnement

Quelques incertitudes sont associées à l’évaluation écologique des neuf poly(amines). Il est admis qu’à partir d’un no CAS donné, on puisse décrire des polymères de Mn et de composition différentes et, par conséquent, une plage différente de propriétés physicochimiques et de danger. Cependant, on ne s’attend pas à ce que des changements de masse moléculaire ou de composition augmentent de manière appréciable les effets sur l’environnement. De plus, il subsiste des incertitudes dans les scénarios d’exposition pour les neuf poly(amines), notamment le dosage et la réactivité. En cas de surdosage lorsqu’ils sont ajoutés aux eaux usées comme floculant, les résidus de polymère n’ayant pas réagi qui atteignent le milieu aquatique ne devraient pas être biodisponibles, parce qu’ils forment rapidement et irréversiblement des solides colloïdaux (floc) avec des matières anioniques dans l’eau. Par conséquent, un surdosage modéré ne devrait pas donner lieu à une augmentation importante du risque écologique.

6. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation préalable, les neuf poly(amines) présentent un faible risque d’effets nocifs pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou 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 sur l’environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

À la lumière des renseignements contenus dans cette ébauche d’évaluation préalable, il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est proposé de conclure que les neuf poly(amines) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

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Annexe 1 – Approches suivies pour l’évaluation lors de la deuxième phase de l’Évaluation préalable rapide des polymères

Les méthodes appliquées à la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères sont décrites dans la présente annexe. Les analyses approfondies, ainsi que les résultats de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères pour chaque substance, sont présentées aux chapitres 2 à 4.

Caractérisation des risques environnementaux liés aux poly(amines)

Les risques pour l’environnement posés par les poly(amines) ont été caractérisés en suivant l’approche décrite dans le rapport sur la deuxième phase de l’Évaluation préalable rapide des polymères. Cette approche comportait de multiples étapes portant sur différents facteurs associés au potentiel d’un polymère de causer des effets nocifs sur l’environnement. À chaque étape de l’évaluation préalable rapide, toutes les substances qui semblaient présenter un potentiel de causer des effets nocifs ont été identifiées comme nécessitant une évaluation plus approfondie. Cette approche se voulait pratique, respectueuse de l’environnement et assez rapide, faisant appel en grande partie aux données disponibles ou faciles à obtenir. Dans la présente section, nous résumons cette approche, qui est décrite en détail dans le rapport intitulé « Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères : Résultats de l’ébauche d’évaluation préalable » (ECCC, SC, 2017).

Le volet environnemental de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères comportait quatre grandes étapes pour identifier les polymères justifiant une évaluation approfondie de leur potentiel de causer des effets nocifs. La première étape consistait à recenser les polymères qui ne sont probablement pas préoccupants pour l’environnement, étant donné les faibles quantités importées ou produites au Canada déclarées lors de la deuxième phase de la mise à jour de la Liste intérieure des substances (Canada 2012), d’une enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE. Les polymères dont les volumes importés et/ou produits étaient inférieurs à 1 000 kg par année ne sont probablement pas préoccupants pour l’environnement. Cela concorde avec le seuil de déclaration obligatoire de 1 000 kg pour les polymères en vertu de l’article 7 du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) (RRSN [SC et P]) (Canada 2005).

La deuxième étape consistait à déterminer si le polymère aura probablement une extractibilité à l’eau supérieure à 2 % en poids. Une extractibilité à l’eau supérieure à 2 % en poids indique que le polymère pourrait être plus biodisponible pour les organismes aquatiques, et par conséquent il y aurait lieu d’évaluer plus à fond ces substances afin de déterminer leur potentiel de causer des effets nocifs dans l’environnement. Le potentiel accru d’exposition des organismes aquatiques peut poser des risques plus importants pour l’environnement. Nous avons fait des recherches sur l’extractibilité à l’eau et la solubilité dans l’eau dans la littérature scientifique, les bases de données sur les fiches de données de sécurité (FDS) en ligne, la base de données interne sur les Substances nouvelles pour les polymères, dans les données recueillies au moyen d’une enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et d’une enquête obligatoire en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2015) et dans d’autres sources et bases de données fiables (p. ex., boîte à outils QSAR, base de données sur les produits chimiques de l’ECHA).

La troisième étape de la partie environnementale consistait à identifier les polymères possédant des groupes fonctionnels réactifs (GFR). Les GFR sont des groupes ayant des fonctions chimiques considérées comme réactives et pouvant causer des dommages à la communauté biologique. Ces groupes sont bien décrits à l’annexe 7 du (RRSN [SC et P]) (Canada 2005), et les polymères contenant des GFR peuvent être plus préoccupants sur le plan écologique, et par conséquent il y aurait lieu d’évaluer plus à fond ces substances/donc ces substances pourraient nécessiter un examen plus approfondi afin de déterminer leur potentiel de causer des effets nocifs dans l’environnement. Les GFR comprennent, entre autres, des fonctions cationiques ou potentiellement cationiques, les alcoxysilanes et les phénols non substitués en positions ortho ou para. Pour déterminer la présence de GFR, nous avons recueilli des données sur la structure des substances dans le cadre de l’enquête à participation volontaire (ECCC, 2015) et de l’enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE. En ce qui concerne les polymères pour lesquels aucune structure représentative n’était disponible, les représentations structurales ont été inspirées des données disponibles sur des polymères similaires : 1) provenant de la base de données interne du Programme des substances nouvelles; 2) à partir du nom CAS (Chemical Abstract Services); 3) à partir de connaissances sur les mécanismes de polymérisation probables.

La dernière étape de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères pour l’environnement consistait à appliquer des scénarios de rejet dans l’environnement pour estimer l’exposition de l’environnement. Nous avons étudié deux scénarios génériques d’exposition aquatique pour déterminer les préoccupations potentielles près du point du rejet d’un polymère dans l’environnement. Ces scénarios consistaient notamment à comparer des estimations prudentes (c.-à-d. respectueuses de l’environnement) de l’exposition dans les eaux réceptrices (concentrations environnementales estimées [CEE]) avec un seuil d’effet (concentration estimée sans effet [CESE]) afin de déterminer la probabilité qu’un polymère cause des effets nocifs sur le milieu aquatique local. À cette fin, on s’est fondé sur les données sur les quantités fournies par chaque compagnie déclarante dans le cadre de la phase deux de la mise à jour de l’inventaire de la LIS (Canada. 2012), et des volumes importés ou fabriqués dans le cadre d’une enquête à participation volontaire (ECCC 2015) et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). La CESE en milieu aquatique pour chacun des scénarios a été déterminée en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d’évaluation (FE), comme suit :

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

Les VCT étaient fondées sur des données empiriques ou modélisées (selon le cas). Les données expérimentales de écotoxicité provenaient de l’enquête à participation volontaire, de l’enquête à participation obligatoire sur les polymères réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE, de données de la littérature scientifique, ainsi que de données obtenues par lecture croisée des polymères qui avaient été évalués dans le cadre du Programme des substances nouvelles. Si les scénarios indiquaient une faible probabilité de nocivité pour les organismes aquatiques (c.‑à‑d. que le rapport CEE/CESE est inférieur à un), il est donc peu probable que le polymère puisse être nocif pour l’environnement.

Il est admis que les conclusions tirées suite à la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères sont associées à des incertitudes, y compris sur les variations des activités commerciales. Toutefois, le recours à une vaste gamme de sources de renseignements (sur l’exposition potentielle et les dangers préoccupants d’un polymère) et à des scénarios d’exposition prudents accroît la fiabilité voulant que les polymères cernés dans l’approche qui n’exigent pas d’évaluation plus poussée ne sont probablement pas préoccupants.

Les renseignements sur la décision à chaque étape pour chacun des polymères sont présentés dans un document intitulé « Information on the Decision Taken at Each Step for Rapid Screening II of Polymers » (ECCC, 2016).

Caractérisation des risques pour la santé humaine posés par les poly(amines)

Les risques pour la santé humaine posés par les poly(amines) ont été caractérisés en suivant l’approche décrite dans le rapport intitulé « Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères : Résultats de l’ébauche d’évaluation préalable » (ECCC, SC, 2017). Ce procédé consistait à déterminer l’emplacement de chaque polymère dans une matrice de risques pour la santé, en attribuant à chaque substance un niveau faible, modéré ou élevé de préoccupation potentielle fondé sur leurs profils de danger et d’exposition. La matrice contient trois classes d’exposition qui représentent différents potentiels d’exposition qui augmentent de la classe 1 à la classe 3 et trois classes de danger représentant différents potentiels de danger qui augmentent de la classe A à la classe C.

La première étape consistait à déterminer le degré d’exposition directe et indirecte pour chaque polymère, fondé sur le potentiel d’exposition de l’humain établi d’après son profil d’emploi, des quantités importées, produites ou utilisées et l’extractibilité à l’eau. Pour déterminer si un polymère est utilisé ou est présent dans un produit disponible pour les Canadiens, nous avons fait des recherches dans de nombreuses autres sources de renseignements sur l’utilisation et les produits au pays et à l’étranger.

La classe d’exposition la plus élevée (classe 3) est attribuée aux polymères susceptibles d’être associés à une exposition directe élevée du fait de leur utilisation dans des produits de consommation destinés à être consommés ou appliqué sur le corps, comme les cosmétiques, les produits pharmaceutiques et les produits de santé naturels. La classe d’exposition intermédiaire (classe 2) est attribuée aux polymères susceptibles d’être associés à une exposition directe ou indirecte modérée en raison de leur utilisation dans les produits ménagers qui ne sont pas destinés à être consommés ni appliqués sur le corps, comme les produits de nettoyage ainsi que les peintures et les produits d’étanchéité à usage domestique. La classe d’exposition la plus faible (classe 1) est attribuée aux polymères susceptibles d’être associés à une exposition directe ou indirecte faible. Cette classe d’exposition concerne les polymères utilisés dans le secteur industriel pour fabriquer des produits manufacturés, qui sont souvent contenus ou qui ont souvent réagi dans une matrice de polymères durcie lors de la fabrication industrielle.

La deuxième étape consiste à déterminer le potentiel de danger de chaque polymère et sa classe de danger correspondante, d’après la présence de groupes fonctionnels réactifs (GFR) et les données toxicologiques disponibles. La détermination de la classe de danger a été faite indépendamment de celle d’exposition. La classe de danger le plus élevé (classe C) est celle des polymères connus pour renfermer des GFR ou des métaux préoccupants pour la santé humaine ou présumés en renfermer. Cette classe de danger le plus élevé est aussi attribuée aux polymères pour lesquels les données toxicologiques sur le polymère ou un polymère structurellement analogue indiquent ou semblent indiquer qu’il peut poser des risques pour la santé humaine. La classe de danger moyen (classe B) est celle des polymères qui ne contiennent pas de GFR ni de métaux préoccupants pour la santé humaine, mais qui peuvent avoir d’autres caractéristiques structurales comme celles de l’éthane-1,2-diol, des amines aliphatiques ou aromatiques ou des anhydrides d’acide cis-butènedioïque, qui peuvent être associés à des effets sur la santé humaine. La classe de danger le plus faible (classe A) est celle des polymères qui ne contiennent pas de GFR ni d’autres caractéristiques structurales ni de métaux connus pour être associés à des préoccupations pour la santé humaine et dont les données toxicologiques disponibles indiquent un niveau préoccupant faible pour la santé humaine.

La dernière étape consistait à combiner le potentiel d’exposition et le potentiel de danger pour déterminer le potentiel de risque global représenté par l’emplacement dans la matrice de risques. Les polymères qui présentent un potentiel d’exposition modéré ou élevé et le potentiel de danger le plus élevé (cases 2C ou 3C) sont ceux qui nécessitent une évaluation plus poussée pour la détermination des risques qu’ils posent à la santé humaine.

Les polymères se retrouvant dans toutes les autres cases de la matrice de risques sont peu susceptibles d’avoir un effet nocif sur la santé humaine aux niveaux d’exposition actuels. Par conséquent, ces polymères ne nécessitent pas d’évaluation plus poussée ayant trait à la santé humaine.

Il est admis que des incertitudes sont associées aux conclusions tirées à partir des résultats de l’approche d’évaluation préalable rapide des polymères, y compris les variations dans les activités commerciales et les données toxicologiques limitées. Toutefois, le recours à une vaste gamme de sources de renseignements (sur l’exposition potentielle et les dangers préoccupants associés à un polymère) et à des scénarios d’exposition prudents augmente la fiabilité de l’approche globale selon laquelle les polymères qui n’exigent pas d’évaluation plus poussée ne sont probablement pas préoccupants.

Dans la présente évaluation, les données sur la décision prise à chaque étape pour les substances visées sont présentées dans le document intitulé « Information à l’appui de la Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères : Résultats de l’évaluation préalable » (Santé Canada, 2017).

D’après les renseignements disponibles, il a été déterminé que les neuf poly(amines) identifiés dans la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères sont peu susceptibles d’être nocifs pour la santé humaine.

Annexe 2 – Calcul de la CESE pour les polymères Poly(DADMAC)

Données empiriques sur l’écotoxicité des deux polymères poly(DADMAC)

No CAS

Organisme

Valeur de écotoxicité

(mg/L)

Valeur de écotoxicité atténuée a

(mg/L)

FES b

VEN c

(mg/L)

26062-79-3

Algues

(C. vulgaris)

CE₅₀ 72 h = 0,16

2,24

5

0,448

26062-79-3

Algues

(C. vulgaris)

CSEO 72 h = 0,065

0,91

1

0,91

26590-05-6

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 10‑100

370-3 700

10

37-370

26062-79-3

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 17,5-100

647,5-3 700

10

64,75-370

26062-79-3

Poissons

(G. holbrooki)

CL₅₀ 96 h = 0,5

7

10

0,7

26062-79-3

Poissons

(O. mykiss)

CL₅₀ 96 h = 0,49

6,86

10

0,686

26062-79-3

Poissons

(O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,37

5,18

5

1,03

26062-79-3

Poissons

(P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,46-1,65

6,44-23,1

10

0,644-2,31

26062-79-3

Poissons

(P. promelas)

CSEO 96 h = 0,15

2,1

(VCT d)

5

0,42

(VEN la plus faible c)

26590-05-6

Poissons

CL₅₀ 96 h = 10‑100

140-1 400

10

14-140

26062-79-3

Poissons

(B. rerio)

CL₅₀ 96 h = 10 -100

140-1 400

10

14-140

26062-79-3

Mysidacé

CL₅₀ 48 h = 628,5

8 799

10

879,9

26062-79-3

Mysidacé

CSEO 48 h = 125

1 750

10

175

a Valeur atténuée par un facteur de 37 pour Daphnia et de 14 pour les poissons et les algues.

b FES : facteur de normalisation des critères d’effet (convertit les critères d’effet grave à court terme en critères sans effet à long terme, similaires au rapport aigu/chronique).

c VEN : valeur de écotoxicité normalisée.

d VCT : valeur critique de toxicité. C’est la valeur de toxicité qui produit la VEN la plus faible.

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

CESEaquatique (mg/L) = VCT / (FES × FSV × FMOA)

FES : facteur de normalisation des critères d’effet.

FSV : facteur tenant compte de la variation entre les espèces (tenant compte du nombre d’espèces et de catégories). Substances non narcotiques; 7 espèces; 3 catégories.

FMOA : facteur tenant compte du mode d’action (détermine si la substance agit de manière spécifique, et tient compte des effets possibles non représentés dans l’ensemble de données).

CESEaquatique (mg/L) = (2,1 mg/L) / 5×1×2

CESEaquatique (mg/L) = (2,1 mg/L) / 10

CESEaquatique (mg/L) = 0,21

Annexe 3 – Calcul de la CESE pour les polymères Poly(EDMA)

Données empiriques sur l’écotoxicité des trois polymères poly(EDMA)

No CAS

Organisme

Valeur de écotoxicité (mg/L)

Valeur de écotoxicité atténuée a

(mg/L)

FES b

VEN c

(mg/L)

42751-79-1

Algue verte

CE₅₀ 72 h = 10‑100

160-1 600

5

32-320

42751-79-1

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 10‑100

630-6 300

10

63-630

42751-79-1

Daphnie

(D. magna)

CSEO 48 h = 0,04

2,52

5

0,504

42751-79-1

Daphnie (Ceriodaphnia)

CE₅₀ 48 h = 0,17

10,71

10

1,071

25988-97-0

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 0,08

5,04

10

0,504

25988-97-0

Daphnie

(D. magna)

CSEO 48 h = 1,56

98,28

5

19,66

25988-97-0

Poissons (L. macrochirus)

CL₅₀ 96 h = 0,18

2,88

10

0,288

25988-97-0

Poissons (L. macrochirus)

CSEO 96 h = 0,625

10

5

2

25988-97-0

Poissons (P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,25

4

10

0,4

25988-97-0

Poissons

(O. mykiss)

CL₅₀ 96 h = 0,59-1,49

9,44-23,84

10

0,944-2,384

25988-97-0

Poissons

(O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,625

10

5

10

25988-97-0

Poissons

(B. rerio)

CL₅₀ 96 h > 10

S,O,

10

S,O,

42751-79-1

Poissons (O. mykiss)

CL₅₀ 96 h = 0,16

2,56

(VCT d)

10

0,256

(VEN la plus faible c)

42751-79-1

Poissons (O. mykiss)

CSEO 96 h = 0,1

1,6

5

0,3

 

42751-79-1

Poissons (L. macrochirus)

CL₅₀ 96 h = 0,39

6,24

10

0,624

42751-79-1

Poissons (L. macrochirus)

CSEO 96 h = 0,24

3,84

5

0,768

42751-79-1

Poissons (P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,67

 

10,72

 

10

1,072

 

42751-79-1

Poissons (P. promelas)

CSEO 96 h = 0,31

4,96

5

0,992

42751-79-1

Poisson (B. rerio)

CL₅₀ 96 h = 10‑100

160-1 600

10

16-160

42751-79-1

Mysidacé

CL₅₀ 48 h = 2 500

40 000

10

4 000

a Valeur atténuée par un facteur de 63 pour Daphnia et de 16 pour les poissons et les algues.

b FES : facteur de normalisation des critères d’effet. (convertit les critères d’effet grave à court terme en critères sans effet à long terme, similaires au rapport aigu/chronique).

c VEN : valeur de écotoxicité normalisée.

d VCT : valeur critique de toxicité. C’est la valeur de toxicité qui produit la VEN la plus faible.

S.O. : sans objet.

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

CESEaquatique (mg/L) = VCT / (FES × FSV × FMOA)

FES : facteur de normalisation des critères d’effet.

FSV : facteur tenant compte de la variation entre les espèces (tenant compte du nombre d’espèces et de catégories). Substances non narcotiques; 7 espèces; 3 catégories.

FMOA : facteur tenant compte du mode d’action (détermine si la substance agit de manière spécifique, et tient compte des effets possibles non représentés dans l’ensemble de données).

CESEaquatique (mg/L) = (2,56 mg/L) / 10×1×2

CESEaquatique (mg/L) = (2,56 mg/L) / 20

CESEaquatique (mg/L) = 0,128

Annexe 4 – Calcul de la CESE pour les polymères Poly(ASPCA)

Données empiriques sur l’écotoxicité des polymères poly(ASPCA)

No CAS

Organisme

Valeur de écotoxicité

(mg/L)

Valeur de écotoxicité atténuée a

(mg/L)

FES b

VEN c

 (mg/L)

68130-99-4

Daphnie (Ceriodaphnia)

CE₅₀ 48 h > 100

S.O.

10

S.O.

69418-26-4

Daphnie

(D. magna)

CE₅₀ 48 h = 0,21

10,5

10

1,05

69418-26-4

Poissons

(P. promelas)

CL₅₀ 96 h = 0,16

6,4

(VCT d)

10

0,64

(VEN la plus faible c)

69418-26-4

Poissons

(L. macrochirus)

CL₅₀ 96 h = 0,32

12,8

10

1,28

69418-26-4

Poissons (I. punctatus)

CL₅₀ 96 h = 0,59

23,6

10

2,36

69418-26-4

Poissons

(B. rerio)

CL₅₀ 96 h = 5

200

10

20

68130-99-4

Boue activée en milieu aquatique

CE20 0,5 h > 1 000

S.O.

10

S.O.

a Valeur atténuée par un facteur de 50 pour Daphnia et de 40 pour les poissons et les algues.

b FES : facteur de normalisation des critères d’effet. (convertit les critères d’effet grave à court terme en critères sans effet à long terme, similaires au rapport aigu/chronique).

c VEN : valeur de écotoxicité normalisée.

d VCT : valeur critique de toxicité. C’est la valeur de toxicité qui produit la VEN la plus faible.

S.O. : sans objet.

CESEaquatique (mg/L) = VCT/FE

CESEaquatique (mg/L) = VCT / (FES × FSV × FMOA)

FES : facteur de normalisation des critères d’effet.

FSV : facteur tenant compte de la variation entre les espèces (tenant compte du nombre d’espèces et de catégories). Substances non narcotiques; 7 espèces; 3 catégories.

FMOA : facteur tenant compte du mode d’action (détermine si la substance agit de manière spécifique, et tient compte des effets possibles non représentés dans l’ensemble de données).

CESEaquatique (mg/L) = (6,4 mg/L) / 10×1×2

CESEaquatique (mg/L) = (6,4 mg/L) / 20

CESEaquatique (mg/L) = 0,32

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