Ébauche d'évaluation préalable acide borique, ses sels et ses précurseurs
Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada
Juillet 2016
Résumé
En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], le ministre de l’Environnement et du Changement climatique et le ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de l'acide borique, de ses sels et de ses précurseurs dans le cadre de l’Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du Canada.
Cette évaluation préalable s'intéresse à l'acide borique. Elle vise ainsi l'acide borique, ses sels et ses précurseurs, c.-à-d. les subsistances contenant du bore et les processus de transformation entraînant la synthèse d'acide borique (hydrolyse, oxydation, digestion, métabolisation, etc.) dans les conditions pertinentes sur les plans physiologique et environnemental (c.-à-d. pH et concentration). L'acide borique et ses sels et précurseurs ayant une importance économique au Canada ont été étudiés du point de vue de leur contribution à l'exposition combinée à l'acide borique, mais non d'un point de vue individuel. Cette évaluation tient compte de l'exposition totale des humains et d'autres organismes vivants à l'acide borique et de sa présence dans les milieux naturels (eau, sédiments, sol, air, etc.), la nourriture ou les produits.
L'acide borique est issu de sources naturelles et anthropiques. Les sources naturelles d'acide borique sont les aérosols de sel de mer, les poussières du sol, les volcans, la combustion de la biomasse (p. ex. incendies de forêt), les aérosols émis par les végétaux et la météorisation des sols et des roches. Les sources anthropiques sont également importantes. Ce sont la synthèse, l'importation et l'utilisation d'acide borique, de ses sels et ses précurseurs dans des produits et articles manufacturés. Selon les renseignements divulgués en vertu de l'article 71 de la LCPE pour neuf substances fabriquées ou importées en quantité supérieure au seuil de déclaration au Canada en 2008 et les renseignements recueillis par l'Agence des services frontaliers du Canada (ASFC) [2009-2012], de grandes quantités d'acide borique, de ses sels et précurseurs sont importées chaque année au Canada (entre 42 000 et 61 000 tonnes métriques).
Ces substances sont utilisées dans une vaste gamme de produits, notamment les isolants en fibre de verre, les engrais, les isolants cellulosiques, les panneaux de gypse, les produits du bois d'ingénierie. Ils sont aussi employés pour la fabrication de pâtes et papiers, l'extraction du pétrole et du gaz, la fabrication de caoutchouc, de produits chimiques, de produits de nettoyage, de produits cosmétiques, de médicaments et produits de santé naturels, de produits chimiques pour piscines et baignoires à remous et ont d'autres applications en finition des surfaces et en métallurgie. D'autres sources anthropiques sont la production fortuite et le rejet subséquent d'acide borique par des activités telles que la production d'électricité à partir de charbon, l'extraction des métaux (dont les métaux communs, les métaux précieux et l'uranium), la fonte et l'affinage de métaux communs et précieux, l'extraction du charbon, l'extraction et le traitement des sables bitumineux, l'extraction de pétrole et de gaz, le traitement des eaux usées (y compris l'épandage de biosolides) et l'élimination des déchets (lixiviat de site d'enfouissement).
Après avoir été rejeté dans l'environnement, l'acide borique peut pénétrer dans le milieu aquatique, terrestre et atmosphérique. En raison de sa forte hydrosolubilité (49 g/L), l'acide borique rejeté dans un milieu aquatique restera vraisemblablement dans ce milieu et sera hautement biodisponible pour les organismes aquatiques. L'acide borique rejeté dans l'air est éliminé de l'atmosphère et se dépose dans les milieux aquatique et terrestre par dépôt humide (pluie et neige) et sec. On considère que dans le sol, l'acide borique est très mobile, car il ne participe à aucune réaction d'oxydoréduction et sa biodisponibilité est surtout influencée par les réactions d'adsorption qui peuvent se dérouler lentement. On considère généralement que l'acide borique ne se bioaccumule pas dans la plupart des organismes aquatiques, surtout dans les poissons et les invertébrés, mais il a été retrouvé dans certaines espèces de plantes aquatiques et d'algues. Les données indiquent que l'acide borique ne se bioamplifie pas dans l'environnement.
Le bore absorbé sous forme d'acide borique est un oligo-élément pour les végétaux et d'autres organismes, dont les poissons et les grenouilles. L'acide borique peut être absorbé par les organismes aquatiques, et il est reconnu être dangereux à des doses relativement faibles, tel que le démontre la concentration estimée sans effet (CESE) chronique à long terme prédite de 1,5 milligramme de bore par litre (mg B/L). Compte tenu de la biodisponibilité élevée de l'acide borique anthropique ajouté au sol par rapport aux sources naturelles de bore, nous avons adopté une approche axée sur les risques mettant l'accent sur la seule portion anthropique ajoutée pour caractériser les effets de l'acide borique sur les organismes du sol. Hormis certains organismes endogés, sensibles à l'acide borique, on prévoit généralement qu'une exposition chronique à des concentrations plutôt faibles entraîne des effets nocifs (p. ex. valeur CESEajoutée de 6,08 mg de bore par kilogramme).
Des scénarios d'exposition écologique ont été conçus pour diverses activités constituant une source importante de rejet d'acide borique, de ses sels et de ses précurseurs dans l'environnement. L'évaluation de l'exposition à l'acide borique est basée sur les concentrations mesurées et modélisées de bore total ou dissous dans les milieux naturels, et est ensuite utilisée pour déterminer les concentrations environnementales estimées (CEE). Des scénarios d'exposition propres aux substances ont été élaborés pour représenter les rejets d'acide borique par l'industrie des pâtes et papiers, la galvanoplastie, les déversements dans les égouts à cause d'une utilisation particulière (p. ex. savons et détergents, produits cosmétiques et produits chimiques pour piscines), ainsi que la fabrication de caoutchouc, d'isolants en fibre de verre, d'isolants cellulosiques, de panneaux de gypse, de produits du bois d'ingénierie et d'engrais. En outre, l'exposition a été évaluée pour les secteurs suivants en fonction de leur potentiel de déversement accessoire d'acide borique (comme sous-produit) : centrales thermiques au charbon, extraction de métaux, fonte et affinage de métaux communs et précieux, extraction du charbon, extraction et traitement des sables bitumineux, traitement des eaux usées et élimination des déchets. Des analyses du quotient de risque (QR) ont été menées pour comparer les concentrations aquatiques de bore total ou dissous aux concentrations entraînant un effet. Les quotients de risque sont généralement faibles. Toutefois, compte tenu de la lixiviabilité élevée du bore dans les scories associées aux activités de récupération de certains métaux précieux ainsi que des QR élevés pour les organismes aquatiques identifiés à proximité d’une installation du secteur des mines de métaux, il est raisonnable de supposer que d’autres installations pratiquant des activités similaires puissent rejeter de fortes concentrations d’acide borique dans le milieu aquatique.
Compte tenu de tous les éléments de preuve exposés dans la présente ébauche d'évaluation préalable, l'acide borique, ses sels et ses précurseurs constituent un risque d'effets nocifs sur les organismes, mais pas sur l'intégrité globale de l'environnement. Nous proposons de conclure que l'acide borique, ses sels et précurseurs répondent aux critères énoncés à l'alinéa 64(a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, nous proposons de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs ne répondent pas aux critères énoncés à l'alinéa 64(b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel à la vie.
L'acide borique, ses sels et ses précurseurs sont considérés être équivalents sur le plan de la toxicité. Les résultats d'expériences sur les animaux démontrent que l'acide borique a des effets nocifs sur la fertilité, la reproduction et le développement, et que les effets nocifs observés chez diverses espèces sont très semblables sur le plan de la nature et des concentrations effectives. À partir de deux études antérieures de la toxicité chez le chien Santé Canada a adopté une première valeur pour la dose-repère de 2,9 mg de bore par kilogramme de poids corporel par jour (p.c. par jour) menant à la réduction du poids des testicules. En outre, on a observé chez le rat, une dose sans effet nocif observé (DSENO) sur le développement de 9,6 mg de bore de p.c. par jour. Compte tenu des limitations relatives aux études disponibles sur l'humain, nous avons considéré que les effets relatés dans les études sur les animaux comme effets critiques aux fins de la caractérisation des risques.
La population canadienne est exposée à l'acide borique dans les milieux naturels, les aliments, l'eau potable et les produits (dont l'exposition a été caractérisée à l'aide de données de biosurveillance tirées d'études canadiennes et européennes). Le bore total mesuré dans le sang donne une mesure de l'exposition intégrée chez l'humain par toutes les voies (orale, cutanée, pulmonaire) et de toutes les sources (y compris les milieux naturels, les aliments et les produits utilisés quotidiennement ou fréquemment). Les concentrations de bore dans le sang sont plus élevées chez les hommes que chez les femmes. On note chez l’adulte une augmentation constante des concentrations avec l’âge; malgré cette tendance, ce sont généralement les enfants qui présentent les concentrations de bore dans le sang les plus élevées. Les concentrations de bore dans le sang sont plus élevées chez les enfants que chez les adultes et chez les hommes que chez les femmes. On note chez l'adulte une augmentation constante des concentrations avec l'âge. Les estimations d'absorption à partir des milieux naturels, des aliments, de l'eau potable et de l'utilisation de certains produits ont été réalisées pour caractériser les sources d'exposition importantes. Puisque le bore est considéré comme un oligo-élément pour la croissance des plantes, les estimations indiquent, tel que prévu, que le bore naturellement présent dans les fruits, les légumes et, dans une moindre mesure, l'eau potable représente la principale source d'exposition. Les estimations d'absorption découlant de la présence d'acide borique dans le matériel d'artistes, d'artisanat ou de loisir, les jouets, les produits cosmétiques, les produits de nettoyage, les médicaments et produits de santé naturels et es produits chimiques pour piscines et baignoires à remous constitue pour la population générale, une source d'exposition importante à l'acide borique.
Une comparaison entre les prévisions d'absorption estimées à partir de données de biosurveillance et les niveaux d'effet critique tirés d'études sur les effets sur la santé permet d'obtenir des marges d'exposition possiblement inadéquates pour traiter les incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Dès lors, nous proposons de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs répondent aux critères énoncés à l'alinéa 64 (c) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.
Conclusion proposée
Il est proposé de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs répondent à un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.
1. Introduction
Conformément à l'article 68 ou à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) ou LCPE [Canada, 1999], le ministre de l’Environnement et du Changement climatique et le ministre de la Santé procèdent à une évaluation préalable de substances afin d'établir elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.
L'Initiative des groupes de substances constitue un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Quatorze substances ont été déclarées prioritaires aux fins d'évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation prévus à l'article 73 de la LCPE. En conséquence, les substances contenant du bore et pouvant se transformer en acide borique (c.-à-d. les précurseurs de l'acide borique), à l'exception des polymères, ont été incluses pour favoriser l'efficacité de l'évaluation.
Cette évaluation préalable vise l'acide borique, ses sels et ses précurseurs. Les sels et les précurseurs de l'acide borique sont des substances contenant du bore; ces substances peuvent se dissocier, se dissoudre ou se dégrader tout en rejetant de l'acide borique, et ce, dans des conditions pertinentes sur les plans environnemental et physiologique (c.-à-d. pH et concentration). Il est reconnu qu'une exposition combinée des humains et des autres organismes à l'acide borique peut résulter de diverses voies et multiples sources différentes. L'exposition à l'acide borique peut être liée à des activités anthropiques mettant en cause des substances contenant du bore; elle peut aussi être liée à la production accidentelle et aux concentrations de fond de bore dans l'air ambiant. Pour les besoins de l'évaluation portant sur la santé humaine, « acide borique » signifiera globalement l'acide borique, ses sels et ses précurseurs. S'il y a lieu, des substances spécifiques contenant du bore seront clairement indiquées par leur nom ou leur numéro du Chemical Abstracts Service (no CAS). Pour faciliter la comparaison des différentes sources d'acide borique, toutes les concentrations et doses mentionnées dans le présent document ont été ajustées pour fournir des quantités de bore sous sa forme élémentaire.
Les évaluations préalables sont axées sur des renseignements permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les renseignements scientifiques sont examinés afin de tirer des conclusions en intégrant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudenceNote de bas de page1.
La présente ébauche d'évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques des substances visées, leur devenir dans l'environnement, leurs dangers, leurs utilisations et leur exposition ainsi que des renseignements supplémentaires fournis par des parties intéressées. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu'en mars 2016. Les données empiriques obtenues à partir d'études clés ainsi que certains résultats provenant de modèles ont servi à formuler les conclusions proposées. Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, on a tenu compte des renseignements présentés dans des évaluations effectuées par d'autres autorités gouvernementales.
L'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ni critique de toutes les données disponibles. Elle fait plutôt état des études et des éléments probants les plus importants pour appuyer la conclusion. D'autres renseignements utilisés pour cette évaluation sont résumés séparément dans des documents à l'appui mentionnés ici, et qui sont disponibles sur demande.
La présente ébauche d’évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes de ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable portant sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'un examen par des pairs externes ou d'une consultation de ces derniers. Les commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine proviennent d'Eric Hooker, Ph.D. et de Katherine Super, Ph. D., de TetraTech Inc., et les commentaires liés à la relation entre les concentrations de bore dans le sang et l'absorption ont été communiqués par Michael Dourson du centre Toxicology Excellence for Risk Assessment, et de Sean Hays de Summit Toxicology. Les commentaires sur les parties techniques concernant l'environnement proviennent de M.C. Harrass, Ph.D. et de L. Kaputska, Ph.D., de LK Consultancy. Bien que des commentaires externes aient 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.
Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente ébauche d'évaluation préalable sont fournies dans le présent document.
2. Portée de l'évaluation
Cette évaluation préalable s'intéresse à l'acide borique, ses sels et ses précurseurs. Il existe de nombreux sels d'acide borique qui se dissocient en acide borique. De même, beaucoup de substances libèrent de l'acide borique par différents processus de transformation pertinents (p.ex., hydrolyse, oxydation, digestion ou métabolisation) dans des conditions pertinentes sur les plans environnemental et physiologique (p. ex., pH et concentration). Ces substances sont considérées comme étant des précurseurs de l'acide borique. Les substances contenant du bore, autres que les polymères, ont été évaluées afin de connaître leur potentiel d'être des précurseurs de l'acide borique (consulter l'annexe A). Les précurseurs de l'acide borique comprennent les groupes suivants de substances contenant du bore : les composés oxygénés de bore (notamment les acides boriques, les borates ou les sels d'acide borique et les esters borates), les halogénures de bore, les boranes (borohydrures) et les dérivés organiques du bore. Les substances contenant du bore ne sont pas toutes des précurseurs de l'acide borique; parmi les exceptions notables, on trouve le bore élémentaire, les borures (tels que le nitrure de bore ou le carbure) et les substances inertes (p. ex., silicates de sodium et de bore ou le verre borosilicaté), qui ne s'inscrivent donc pas dans la portée de la présente évaluation.
La présente évaluation met l'accent sur l'exposition combinée chez les humains et d'autres organismes à partir de voies et de sources différentes d'acide borique. La présence d'acide borique dans ces milieux naturels, dans la nourriture ou dans les produits peut résulter de sources naturelles ou anthropiques. Les sources anthropiques d'acide borique comprennent la production fortuite et le rejet (c.-à-d. en tant que sous-produit) d'acide borique et de ses précurseurs, ainsi que l'importation et l'utilisation de ces substances et de ces produits, ou articles manufacturés contenant ces substances. Les précurseurs de l'acide borique revêtant une importance commerciale au Canada ont été examinés du point de vue de leur contribution à l'exposition combinée à l'acide borique, mais non de façon individuelle. Lorsque cela était faisable, des concentrations de fond ou de référence ont été distinguées des concentrations attribuées aux sources anthropiques.
Les mesures de l'acide borique dans les milieux naturels, dans les produits et chez les humains sont généralement exprimées en indiquant la teneur en bore (B), ce qui correspond à une fraction (c.-à-d. 17,5 %) de la masse de l'acide borique sur une base de masse moléculaire. Les substances contenant du bore qui sont des précurseurs de l'acide borique dans des conditions et concentrations environnementales et physiologiques pertinentes sont équivalentes à l'acide borique sur le plan toxicologique. Par conséquent, les concentrations et les doses d'acide borique déclarées dans la présente évaluation sont exprimées en « masse de bore par volume » ou « masse des milieux », et, d'une manière générale, les concentrations environnementales de l'acide borique sont aussi exprimées de cette manière. La présente évaluation ne tient compte que des effets associés à l'acide borique et n'aborde pas d'autres éléments ou groupements pouvant être présents dans certaines substances complexes contenant du bore qui peuvent rejeter ces autres éléments ou groupements (comme l'ammonium, le cobalt, le lithium, l'argent ou le zinc). Ces autres éléments ou groupements peuvent faire l'objet d'examen - ou l'ont peut-être déjà été - par l'intermédiaire d'autres initiatives du PGPC.
Les nanomatériaux artificiels composés de bore ou de substances qui en contiennent n'ont pas été explicitement pris en compte dans les scénarios d'exposition de cette évaluation. Toutefois, les concentrations de bore qui ont été mesurées pourraient inclure des nanomatériaux contenant du bore ou d'autres substances qui en contiennent.
3. Identité de la substance et propriétés physiques et chimiques
En raison de son fort potentiel d'ionisation, le bore métalloïde ne forme pas de cations B3+, mais crée des liaisons covalentes avec les atomes électronégatifs (Cotton et Wilkinson, 1999). Il présente une forte affinité avec l'oxygène et forme de fortes liaisons covalentes bore-oxygène (Ball et coll., 2012). Par conséquent, il se trouve principalement dans l'environnement sous forme d'acide borique. L'acide borique est un acide de Lewis, qui, contrairement à un acide de Brönsted-Lowry, accepte les ions hydroxydes plutôt que de rejeter des protons. La structure est indiquée sur le côté gauche de l'équation dans la figure 3-1. Dans des solutions diluées (inférieur(e) u égal(e) à 0,025 M, ou environ 0,27 g B/L) [PISSC, 1998], qui englobent la plage probable sur les plans environnemental et physiologique, l'acide borique est en équilibre avec l'anion borate [B(OH)4-]. Toutefois, d'après la valeur de la constante de dissociation acide (pKa) de 9,0 à 25 oC, l'acide borique sera principalement présent sous sa forme neutre et non dissociée aux valeurs de pH pertinentes sur les plans environnemental et physiologique (entre 5 et 8).
Figure 3-1 : Solution aqueuse en équilibre d’acide borique avec l’anion borate [B(OH)4-], pKa = 9,0 à 25 °C
Solution aqueuse en équilibre de l’acide borique, B(OH)3, avec l’anion borate, B(OH)4-, à un pKa de 9,0 à 25 °C. La valeur du pKa de 9,0 à 25oC entraîne que l’acide borique existe principalement sous sa forme neutre, non dissociée, aux valeurs de pH typiquement trouvées dans l’environnement (entre 5 et 8).
Les propriétés physiques et chimiques déterminent les caractéristiques générales d'une substance, et jouent un rôle important dans la détermination du devenir dans l'environnement des substances et de leur toxicité pour les humains et les organismes non humains.
Des propriétés telles que l'hydrosolubilité et la constante de dissociation acide (Ka) sont particulièrement pertinentes pour le devenir dans l'environnement et l'écotoxicité de l'acide borique (tableau 3-1), car elles nous informent sur sa biodisponibilité. Les coefficients de partage de l'acide borique (exprimés en tant qu'équivalent de bore) liés à son partage entre le sol et l'eau (Ksol-eau) et entre les particules en suspension et l'eau (Kpart.-susp.-eau) sont abordés dans la section 7.
Propriété |
Plage de valeurs (température) |
Valeur représentative (température) |
Références clés |
État physique |
- |
Solide cristallin blanc et inodore |
Borax Europe, 2012 |
Masse volumique (kg/m3) |
1 435 – 1 510 (15 – 23 oC) |
1 490 (23 oC) |
Borax Europe, 2012; PISSC, 1998; ECHA, 2007-2014 |
Pression de vapeur (Pa) |
Généralement jugé négligeable |
9,9 × 10-5 |
Borax Europe, 2012 |
Solubilité dans l’eau (g/L) |
47,2 – 63,5 (20 – 30 oC) |
49,2 (25 oC) |
ATSDR, 2010; Borax Europe, 2012; PISSC, 1998; ECHA, 2007-2014 |
Log Koe (sans dimension) |
-1,09 – (-)0,757 |
-1,09 (22 oC) |
Borax Europe, 2012; ECHA, 2007-2014 |
pKa (sans dimension) |
8,94 – 9,42 (20 – 25 oC) |
9,2 (25 oC) |
ATSDR, 2010; Borax Europe, 2012; PISSC, 1998; ECHA, 2007-2014 |
Abréviations : Koe, coefficient de partage octanol-eau; pKa, constante de dissociation acide.
On considère que l'acide borique est fortement soluble dans l'eau, avec une valeur de log Koe extrêmement basse (tableau 3-1). L'acide borique pur n'est pas volatile, comme l'indique sa faible pression de vapeur (9,9 × 10-5 Pa). L'acide borique peut se volatiliser en compagnie de vapeur d'eau si l'on chauffe une solution aqueuse (en raison de sa dissolution dans la vapeur) ou il peut également être sublimé par des processus à haute température (Ball et coll., 2012; Schubert et Brotherton, 2006). Lorsqu'il est chauffé, l'acide borique libère graduellement de l'eau, formant ainsi diverses phases d'acide métaborique (HBO2) au fur et à mesure que la température augmente, puis finit par former de l'oxyde de bore (B2O3) [Cotton et Wilkinson, 1999]. Les espèces d'acide métaborique gazeux sont formées par l'équilibration de la vapeur d'eau avec l'oxyde de bore en fusion à une température entre 600 et 1 000 °C (Schubert et Brotherton, 2006).
4. Sources
4.1 Sources naturelles
Le bore est un élément d'origine naturelle dans la croûte terrestre, avec une concentration dans la croûte continentale supérieure d'environ 10 mg/kg (Gupta, 1993). Il n'est pas naturellement présent sous sa forme élémentaire, mais plutôt sous forme de minéraux borosilicatés (dont le plus abondant est la tourmaline), d'acide borique ou de borates (Cotton et Wilkinson, 1999; Holleman et Wiberg, 2001). La concentration moyenne de bore dans l'eau de mer est de 4,5 mg B/L. La création d'aérosols de borate dans l'atmosphère par la coévaporation de l'acide borique avec l'eau de mer ou l'intrusion d'eau de mer dans les eaux douces sont des sources importantes de bore dans les zones côtières (Argust, 1998; Jahiruddin et coll., 1998; Parks et Edwards, 2005).
Les émissions naturelles mondiales de bore dans l'atmosphère se situent entre 1,1 × 109 et 3,1 × 109 kg/an (Park et Schlesinger, 2002). Les principales sources incluent les aérosols de sel de mer, les poussières du sol, les volcans, la combustion de biomasse (p. ex., incendies de forêt) et les aérosols végétaux. Le bore atmosphérique existe sous forme d'acide borique gazeux ou particulaire, et peut donc pénétrer dans l'eau de surface et le sol à la suite d'un dépôt humide et sec. Le bore d'origine naturelle est présent dans les eaux souterraines; il provient principalement du lessivage des roches et des sols contenant des borates et des borosilicates (OMS, 2009). L'érosion des roches et du sol constitue une autre source importante de bore dans l'environnement, que l'on estime à 0,19 × 109 kg/an (Park et Schlesinger, 2002). L'introduction de bore dans l'eau de surface et dans le sol à la suite de ces processus naturels se manifeste par les concentrations de fond géochimiques de ces milieux. Les concentrations de fond sont prises en compte dans la présente évaluation (section 8.3 et sous-section 9.2.1) lors de l'estimation de l'exposition des récepteurs écologiques et des humains aux substances contenant du bore.
4.2 Sources anthropiques
4.2.1 Fabrication des précurseurs de l'acide borique
Au Canada, il n'existe aucun gisement d'une forme ou autre de bore (borax, kernite, colemanite, ulexite, etc.) commercialement retable. Une grande partie de l'extraction à lieu aux États-Unis et en Turquie et, dans une moindre mesure, au Chili, en Argentine, en Russie et au Pérou (USGS, 2015). De plus, aucune donnée sur l'affinement de minerais contenant du bore en d'autres précurseurs de l'acide borique n'a été recensée au Canada. En conséquence, pour les besoins de la présente évaluation préalable, le terme « fabrication » fait généralement référence à la production fortuite, tel qu'il est décrit dans la définition utilisée aux fins de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) d'Environnement et Changement climatique Canada (INRP, 2014).
4.2.2 Importation de précurseurs de l'acide borique
Des renseignements relatifs à l'importation de l'acide borique ont été obtenus par l'intermédiaire d'un avis publié en vertu de l'article 71 de la LCPE [Canada, 2009], de données communiquées par l'Agence des services frontaliers du Canada (ASFC) [ASFC, 2013] et par le biais de déclarations volontaires de données par des parties intéressées.
La phase 1 de la mise à jour de la LIS (Canada, 2009) lancée en 2009 (pour l'année 2008 sur laquelle porte le rapport), incluait deux acides boriques et sept précurseurs de l'acide borique qui s'inscrivent dans la portée de la présente évaluation (consulter le tableau A-1 de l'annexe A). L'étude a permis de recueillir des renseignements sur les quantités de substances importées au Canada, et a aidé à déterminer les utilisations et secteurs d'intérêt clés pour ces substances. En outre, une demande a été faite auprès de l'ASFC afin d'obtenir des renseignements sur l'activité d'importation de l'acide borique et des précurseurs de l'acide borique, auxquels on a attribué des codes du système harmonisé (SH) pour les années 2009 à 2012 en fonction de l'entreprise. Douze codes du système harmonisé (code à dix chiffres) correspondant à l'acide borique et aux précurseurs de l'acide borique ont été répertoriés; ces codes ainsi que les quantités d'importation totales annuelles correspondantes (tableau 4-1) ont été obtenus auprès de l'ASFC (2013). Par ailleurs, des présentations volontaires ont été reçues d'un certain nombre d'intervenants pour déterminer les quantités et les utilisations de l'acide borique et de ses précurseurs commercialisés au Canada, et pour apporter d'autres renseignements se rapportant à la caractérisation de l'exposition.
Une agrégation globale de la quantité d'acide borique et de ses précurseurs importés au Canada pendant la période 2009 à 2012 a été inventoriée (tableau 4-1) [ASFC, 2013]; d'autres données sur les quantités des précurseurs de l'acide borique importés au Canada sont disponibles dans le document Environnement Canada 2104a. Les résultats fournis par l'ASFC (2013) révèlent que les catégories « oxydes de bore et acide borique » et « tétraborate de disodium - autres hydrates » représentaient entre 70 et 91,5 % de l'acide borique importé au Canada de 2009 à 2012. Seule une substance référencée par ces codes SH, l'oxyde de bore (no CAS 1303-86-2), a une teneur en bore (31,1 %) supérieure à l'acide borique (17,5 %). Toutefois, d'après les résultats de l'enquête menée sur la phase 1 de la mise à jour de la LIS concernant les quantités importées au Canada en 2008 et les utilisations à l'échelle mondiale, les quantités d'oxyde de bore dans le commerce sont nettement inférieures à celles de l'acide borique (Ball et coll., 2012; Environnement Canada, 2009a). Étant donné que les composés revêtant une importance commerciale (p. ex., pentahydrate de borax et décahydrate de borax) ont des teneurs en bore inférieures à 17,5 %, le bore et d'autres précurseurs de l'acide borique qui correspondent aux autres codes SH ont des teneurs en bore de l'ordre de celle de l'acide borique, ou inférieures. Par conséquent, aux fins de calcul des équivalents de bore, on a présumé que les quantités d'importation totales enregistrées par l'ASFC correspondaient à l'acide borique, ce qui simplifie la caractérisation de l'exposition, tout en constituant une hypothèse prudente. D'après cette hypothèse, entre 42 000 000 et 61 000 000 kg d'acide borique, environ, ont été importés chaque année au Canada entre 2009 et 2012.
Nom associé au code SHA |
Numéros des codes SH |
Quantité importée par an (kg) de 2009 à 2012 |
Oxydes de bore et acide borique |
2810000000, 2810000010, 2810000020 |
6 000 000 – 25 000 000 |
Tétraborate de disodium – autres hydrates |
2840190000 |
26 000 000 – 31 000 000 |
Tétraborate de disodium – anhydre |
2840110000 |
400 000 – 650 000 |
Borates naturels et concentrés |
2528000000, 2528100000, 2528900000 |
1 500 000 – 13 000 000 |
Autres borates, péroxo-borates de métaux |
2840200000, 2840300090 |
1 500 000 – 4 500 000 |
Péroxo-borate (perborates) |
2840300000, 2840300010 |
50 000 – 200 000 |
TotalB |
|
42 000 000 – 61 000 000 |
A Le Système harmonisé de désignation et de codification des marchandises est un système international de classification des marchandises créé par le Conseil de coopération douanière (maintenant appelé Organisation mondiale des douanes) et utilisé par le Canada pour classer les marchandises importées et exportées (http://www.cbsa-asfc.gc.ca/trade-commerce/tariff-tarif/hcdcs-hsdcm/menu-fra.html).
B Les quantités déclarées proviennent de multiples substances pouvant contenir diverses quantités de bore (entre 5 et 31 %) en fonction de leur formule chimique.
4.2.3 Fabrication fortuite des précurseurs de l'acide borique
Comme l'indique la section 4.2.1, dans le cadre de la présente évaluation, le terme « fabriquer » comprend également la production fortuite d'acide borique à la suite de la fabrication, du traitement ou de l'utilisation d'autres substances, mélanges ou produits, quel que soit son niveau de concentration. Par conséquent, les secteurs pouvant produire de manière fortuite de l'acide borique en raison de leurs activités et causer des rejets dans l'environnement sont pris en compte dans la présente ébauche d'évaluation préalable.
Des renseignements liés à la fabrication fortuite d'acide borique ont été également été obtenus par l'intermédiaire d'un avis publié aux termes de l'article 71 de la LCPE [Canada, 2009]. Les résultats de cette enquête ont permis de répertorier un certain nombre de centrales thermiques alimentées au charbon comme étant des fabricants indirects d'oxyde de bore (n° CAS 1303-86-2; Environnement Canada, 2009a), une substance connue pour se transformer en acide borique.
Un certain nombre de secteurs ont été recensés comme étant des sources indirectes potentielles d'acide borique dans l'environnement (air, eau, sol ou sédiment) : production d'énergie électrique par le charbon, mine de métaux (y compris les métaux communs, les métaux précieux et l'uranium), fonte et affinage de métaux communs et précieux, extraction du charbon, extraction et traitement des sables bitumineux, extraction de pétrole et de gaz, fabrication de pâtes et papiers, et gestion des déchets et des eaux usées. D'autres détails liés à certains de ces secteurs sont disponibles dans des rapports d'Environnement Canada (2014b, 2014c, 2014d, 2014e, 2014f, 2014g). D'autres sources potentielles comportent la fabrication du fer et de l'acier, la fusion de l'aluminium et la production de ciment (Environnement Canada, 2013a). Des scénarios d'exposition détaillés conduisant à des concentrations prévues de bore dans l'environnement sont abordés plus loin dans le présent rapport (section 8-3) pour les secteurs dont les rejets prévus d'acide borique sont les plus élevés.
5. Utilisations
L'utilisation de mineraux et de produits chimiques contenant du bore à l'échelle mondiale est répartie entre les utilisations principales suivantes : produits en verre et céramique (72 %), savons et détergents (0,9 %), produits ignifuges (0,9 %), ainsi qu'un grand nombre d'utilisations constituant les autres 26,2 % (CEH, 2011). Les composés de bore sont très utilisés dans diverses applications industrielles, dont presque toutes reposent sur des composés oxygénés de bore (Schubert, 2003) qui sont des précurseurs de l'acide borique. On recense plus de 140 types différents d'applications finales pour les borates (UE, 2007a). Les utilisations principales incluent également les isolants en fibre de verre, les produits agricoles (engrais et produits antiparasitaires), les isolants cellulosiques, les produits de nettoyage (savons et détergents, ainsi que les préparations de nettoyage, de polissage et pour les toilettes), les produits et les préparations pharmaceutiques de base, diverses substances chimiques et divers produits chimiques (p. ex., substances chimiques pour la métallurgie, antigel, liquides de frein, tampons et lubrifiants), panneaux de gypse et produits du bois (placages et produits en bois d'ingénierie), papier et produits du papier, ainsi que des produits ignifuges (RPA, 2008; Ball et coll., 2012).
Au Canada, les principales utilisations d'acide borique, et les secteurs où ces utilisations s'appliquent, ont été déterminés grâce à la mise à jour de la LIS en 2008, aux données d'importation de l'ASFC pour la période 2009 à 2012, et aux autres activités sur la mobilisation des intervenants (Environnement Canada, 2009a, 2013b; ASFC, 2013). Les importateurs répertoriés par l'intermédiaire de l'ASFC ont été associés à un secteur d'après des renseignements accessibles au public concernant l'activité principale de l'importateur, ou en mettant en corrélation l'activité des entreprises et les renseignements obtenus par le biais des soumissions pour la mise à jour de la LIS ou de la participation volontaire d'intervenants. En conséquence, les utilisations et secteurs principaux concernés au Canada sont la fabrication d'isolants cellulosiques et en fibre de verre, les produits de nettoyage industriels et pour les consommateurs, les produits de soins personnels, d'autres produits chimiques (adoucisseurs d'eau et produits chimiques pour piscines), la fabrication de panneaux de gypse, la fabrication de produits du bois d'ingénierie, l'extraction de pétrole et de gaz (p. ex., liquides de fracturation hydraulique), l'agriculture (engrais), la fabrication de pâtes et papiers et d'emballage, la fabrication de caoutchouc, la fabrication de substances chimiques (p. ex. lubrifiants), es applications métallurgiques (p. ex., la stabilisation des scories et substances chimiques analytiques) et le traitement des surfaces (p. ex., nettoyeur et tampon en électroplacage). D'autres données sont présentées dans le rapport d'Environnement Canada (2014a). Pour les besoins du présent document, un produit de soins personnels se définit comme une substance ou un mélange de substances dans un produit qui est généralement reconnu par le public comme un produit d'usage quotidien pour l'hygiène ou la toilette. Selon la manière dont le produit est utilisé aux fins de vente et selon sa composition, les produits de soins personnels peuvent se ranger dans l'une des trois catégories réglementaires du Canada : les cosmétiques, les drogues ou les produits de santé naturels (PSN).
L’utilisation d’acide borique dans les produits de santé naturels, les produits pharmaceutiques, les cosmétiques, les produits antiparasitaires, les engrais et les jouets est réglementée au Canada. En ce concerne les jouets pour enfants disponibles sur le marché, le respect et l’application de l’interdiction existante visant le bore se poursuivront dans le cadre de l’application ordinaire du Règlement sur les jouets de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation. Quant auxproduits de santé naturels, l’utilisation de l’acide borique, de ses sels et de ses précurseurs est réglementée par le Règlement sur les produits de santé naturels et la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 1985a, 2003).Les composés de bore sont présents en tant qu'ingrédients médicinaux et non médicinaux dans des produits de santé naturels actuellement homologués (BDPSNH, 2013). La monographie des suppléments de multivitamines/minéraux de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance mentionne les matériaux sources suivants pour le bore dans les produits de santé naturels : acide borique/acide orthoborique, borax/tétraborate de disodium/biborate de sodium/borate de sodium/pyroborate de sodium/tétraborate de sodium, aspartate de bore, citrate de bore, glycinate de bore, chélate de protéine animale hydrolysée de bore, chélate de protéine végétale hydrolysée de bore, borate de calcium/pyroborate de calcium/tétraborate de calcium, borogluconate de calcium/diborogluconate de calcium, fructoborate de calcium et borate de magnésium; alors que la base de données des ingrédients des produits de santé naturels mentionnent les produits suivants : acide borique, aspartate de bore, citrate de bore, levure enrichie au bore, glycinate de bore, chélate de protéine animale hydrolysée de bore, chélate de protéine végétale hydrolysée de bore, borate de calcium, borogluconate de calcium, fructoborate de calcium, lignite, borate de magnésium et borate de sodium en tant qu'ingrédients sources pour le bore (Santé Canada, 2007a, 2007b; BDIPSN, 2014).
En 2007, la Direction des produits de santé naturels a publié le document Le bore en tant qu'ingrédient médicinal dans les produits de santé naturels à administration orale, qui évalue les risques et les avantages associés à l'utilisation du bore en tant qu'ingrédient médicinal dans les produits de santé naturels à administration orale et établit une limite maximale dans les suppléments multivitamines/minéraux de 700 microgrammes par jour (µg/j), pour les adultes seulement (Santé Canada, 2007b). Un apport quotidien maximal de 3,36 mg de bore par jour a été établi pour les produits donnant lieu à des allégations de type minéralisation des os associées non pas à la présence du bore, mais plutôt à d'autres ingrédients médicinaux (p. ex., vitamine D et calcium) [Santé Canada, 2007b]. Cet apport quotidien plus élevé par rapport aux suppléments multivitamines/minéraux a été fondé sur l'attente selon laquelle ces types de produits, avec des allégations d'une portée plus thérapeutique, seraient prévus pour des adultes plus vieux, et que ces produits porteraient une étiquette indiquant qu'ils sont contre-indiqués pour les femmes enceintes ou allaitantes; elle préciserait également qu'il est préférable de consulter un professionnel de la santé avant toute utilisation en cas de cancer oestrogénodépendant (Santé Canada, 2007b).
Les composés du bore figurent également dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, car ils sont présents dans des médicaments pour les humains et les animaux. Dans le cas des médicaments destinés aux humains, il est principalement utilisé comme ingrédient dans les produits ophtalmologiques et les désinfectants pour verres de contact, ainsi que les produits otiques et topiques; il est par ailleurs utilisé sous la forme de solutions injectables pour les médicaments vétérinaires (BDPP, 2014). Aux termes du Règlement sur les aliments et drogues de la Loi sur les aliments et drogues(partie C, Drogues, alinéa C.01.028 b), les drogues contenant de l'acide borique ou le borate de sodium comme ingrédient médicinal doivent porter une mise en garde spécifiant que la drogue ne doit pas être administrée à un enfant de moins de trois ans (Canada, 1978, 1985a).
L'acide borique, ses sels et ses précurseurs sont utilisés en tant qu'ingrédients dans de nombreux produits cosmétiques déclarés à Santé Canada en vertu du Règlement sur les produits cosmétiques de la Loi sur les aliments et drogues (courriel de 2012 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée). Ils sont présents dans une grande variété de produits cosmétiques et se trouvent plus communément dans les lotions pour la peau ou les hydratants ainsi que dans les produits nettoyants pour la peau. L'acide borique et ses sels sont inclus dans la Liste des ingrédients interdits et restreints dans les cosmétiques (plus couramment appelée Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques ou simplement la Liste critique). Santé Canada utilise cet outil administratif pour informer les fabricants et d'autres personnes qu'il est peu probable que les produits contenant certaines substances soient homologuées comme étant des cosmétiques en vertu de la Loi sur les aliments et drogues, et que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique à certaines concentrations, peuvent contrevenir à l'interdiction générale mentionnée à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques(Canada, 2014; Santé Canada, 2014a). L’inscription actuelle de l’acide borique et de ses sels ne comprend pas tous les précurseurs de l’acide borique, et elle décrit une limite de concentration maximale de 5 % pour l’acide borique et ses sels (nos CAS 10043-35-3 et 11113-50-1, dont le borate de sodium [1303-96-4]). Conformément au Règlement sur les produits cosmétiques, l’étiquette des produits cosmétiques (contenant de l’acide borique et ses sels) doit porter une mise en garde du type suivant : « Ne pas utiliser sur la peau éraflée ou abrasée. /Usage interdit chez les enfants de moins de trois ans. » Il n'est pas nécessaire d'inclure un avertissement lorsque l'acide borique est utilisé pour ajuster le pH et que la concentration est égale ou inférieure à 0,1 %. D'autres précurseurs de l'acide borique sont décrits dans les inscriptions de la Liste critique : le borate phénylmercurique est décrit comme étant interdit dans les produits cosmétiques et le perborate de sodium, un composé produisant du peroxyde, requiert la présentation de données et des étiquettes de mise en garde visant les composés produisant du peroxyde.
Au Canada, plusieurs sels et précurseurs de l'acide borique (notamment l'acide borique, le borax [pentahydrate], le borax [tétraborate de disodium, décahydrate], l'octaborate de disodium tétrahydrate et le borate de zinc, sont des ingrédients actifs dans les produits antiparasitaires. L'utilisation de l'acide borique et de ses sels en tant que pesticide est réglementée par la Loi sur les produits antiparasitaires (Canada, 2002). L'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada a publié une proposition de décision de réévaluation pour l'acide borique et ses sels (Santé Canada, 2012). Les sels et les précurseurs de l'acide borique sont présents dans des produits utilisés pour lutter contre divers insectes et champignons présents dans les structures, le bois et dans les produits du bois, notamment les produits chimiques antitaches colorée de l'aubier, la menuiserie et la menuiserie préfabriquée, les traitements correctifs du bois, ainsi que les produits de lutte contre les blattes et les fourmis. Les sels et les précurseurs de l'acide borique sont aussi homologués pour être utilisés comme agent de conservation du bois composite et agent de préservation des matériaux dans la fabrication de peintures, de revêtements, de plastiques et de caoutchouc (Santé Canada, 2012). En outre, le borax, le tétraborate de disodium, l'acide borique, le sel disodique pentahydraté de l'acide borique et le borohydrate de sodium figurent sur la liste des formulants de l'ARLA en tant que formulants de la liste 3 et, par conséquent, peuvent être présents dans d'autres produits antiparasitaires (Santé Canada, 2010). Par exemple, certains algicides et produits d'assainissement des piscines réglementés en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires contiennent du bore en tant que formulant, qui, lorsqu'il est utilisé conformément aux instructions de l'étiquette, se tradiott par une fourchette de concentrations finales dans l'eau des piscines ou des spas comprises entre 5 parties par billion (ppt) et 1 partie par million (ppm), en fonction de l'utilisation.
Le bore constitue un microélément végétal reconnu et il est réglementé en tant qu'engrais aux termes de la Loi sur les engrais (Canada, 1985b). L'acide borique, le borax, le borate de sodium et de calcium (ulexite), le borate de calcium, le borate de sodium et de calcium, le pentaborate de sodium, le polyamide à base de bore et le polyborate d'ammonium constituent tous des substances contenant du bore dans les produits agricoles homologués. Au Canada, environ 80 produits agricoles homologués contiennent des substances qui comportent du bore (courriel de 2012 du Programme des engrais de l'Agence canadienne d'inspection des aliments au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée).
Au Canada, l'acide borique et ses sels présents dans les jouets sont réglementés de façon particulière aux termes de l'article 22 duRèglement sur les jouets de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation (Canada, 2010, 2011). Un jouet ne doit pas contenir d'acide borique ni ses sels s'il est possible, dans des conditions raisonnablement prévisibles, que l'enfant y ait accès ou, s'ils sont utilisés comme matériaux de remplissage qui pourraient être libérés en cas de rupture ou de fuite. En 1997, Santé Canada a publié une évaluation du danger posé par l'acide borique dans les jouets (Craan et coll., 1997). En ce concerne les jouets pour enfants disponibles sur le marché, le respect et l’application de l’interdiction existante visant le bore se poursuivront dans le cadre de l’application ordinaire du Règlement sur les jouets en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation.
L'acide borique, ses sels et ses précurseurs sont présents dans les matériaux d'emballage des aliments, y compris en tant que composant d'adhésifs, de matériaux d'emballage des aliments en papier et en carton, et dans les agents de floculation et de rétention qui sont utilisés dans la production du papier. Le bore est utilisé en tant qu'additif dans les copolymères d'acétate de vinyle-éthylène et d'alcool vinylique et dans la résine de polyéthylène et d'acide méthacrylique en tant que composant des systèmes alkydes (concentation inférieur(e) à 7,5 %) et des apprêts époxydiques (concentration inférieur(e) à 23 %) dans les revêtements des usines d'aliments et les surfaces qui n'entrent pas en contact avec les aliments (courriel de 2013 de la Direction des aliments au Bureau de gestion du risque de Santé Canada; source non citée).
6. Rejets dans l'environnement
6.1 Rejets dans l'air
La coévaporation de l'acide borique avec les eaux à usage industriel si les températures sont suffisamment élevées est anticipée et elle dépend de la quantité de bore présente dans ces eaux (Parks et Edwards, 2005). Parmi les autres sources anthropiques d'émission d'acide borique et de ses précurseurs dans l'air figurent la combustion de combustibles fossiles (en particulier le charbon), la fabrication de fibre de verre et de verre, et la plupart des processus métallurgiques (Environnement Canada, 2013a; Eriksson et coll., 1981; Goodarzi, 2013; Sakata et coll., 2010; Temple et coll., 1978; Van Limpt, 2007). Les rejets atmosphériques d'acide borique se font généralement sous la forme de gaz ou de particules d'oxyde de bore, d'acide métaborique ou des halogénures de bore qui se transforment ensuite en acide borique (Environnement Canada, 2009a; Park et Schlesinger, 2002; Van Limpt, 2007). Les matières particulaires provenant des résidus miniers secs (produits par l'extraction du charbon ou l'extraction et le traitement des sables bitumineux) ou des tas de cendres issues de la combustion du charbon transportées par le vent pourraient constituer une source potentielle de rejet d'acide borique dans l'air (Environnement Canada, 2014b, 2014e, 2014f).
6.2 Rejets dans l'eau et les sédiments
Les rejets d'acide borique dans l'eau peuvent inclure (sans toutefois s'y limiter) les rejets provenant des centrales thermiques alimentées au charbon (parcs à cendres et effluents d'une centrale thermique), de l'extraction et du traitement des sables bitumineux (infiltration depuis kes bassins de résidus miniers et écoulement dans les eaux de surface), de l'exploitation minière (écoulement vers les eaux de surface et infiltration provenant des bassins de résidus miniers), de l'extraction de pétrole et de gaz (fuites et déversements), des usines de pâtes et papiers (effluent et lixiviat des sites d'enfouissement), des usines de traitement des eaux uséesNote de bas de page2 (effluent) et des sites d'enfouissement (lixiviat), des mines de métaux et des fonderies de métaux communs (effluents), du lessivage des terres cultivées vers les eaux de surface, du traitement des surfaces (effluent) ainsi que de la fabrication de produits de construction (p. ex. effluent provenant des installations de fabrication de placoplâtre, d'isolants en fibre de verre et de produits du bois) [Environnement Canada, 2014a, 2014b, 2014c, 2014d, 2014e, 2014f, 2014g, 2014h].
6.3 Rejets dans le sol
Les dépôts secs et humides d'acide borique dans l'atmosphère issus des émissions atmosphériques anthropiques et de l'épandage de biosolides sont des sources potentielles d'acide borique dans le sol.
7. Devenir et comportement dans l'environnement
7.1 Distribution dans l'environnement
7.1.1 Air
Étant donné le caractère non volatil de l'acide borique (en raison de sa très faible pression de vapeur), on s'attend à ce qu'il soit rejeté dans l'air principalement sous forme de matières particulaires. Toutefois, à l'aide d'une technique d'échantillonnage avec filtre indicateur imprégné, Fogg et Duce (1985) ont estimé que le bore gazeux pouvait représenter jusqu'à 95 % du bore total mesuré dans l'air et ils ont émis l'hypothèse que sa forme chimique dominante était l'acide borique. Ils ont calculé des temps de résidence de 19 à 36 jours et de 2 à 6 jours respectivement pour l'acide borique gazeux et particulaire. Une deuxième étude effectuée par Anderson et coll. (1994) qui suivait un protocole d'échantillonnage semblable a également permis d'établir des pourcentages élevés d'acide borique gazeux dans l'atmosphère par rapport à l'acide borique particulaire. Dans les deux techniques d'échantillonnage, des filtres de cellulose imprégnés d'hydroxyde de potassium ont été utilisés pour capturer les particules plus petites, les agrégats moléculaires ou les gaz collectivement appelés acide borique gazeux. Puisque la taille des particules en suspension dans l'atmosphère varie de 0,002 à 100 microns (µm), environ (Baird, 1999), il est possible que ces études aient surestimé le pourcentage d'acide borique gazeux par rapport au pourcentage d'acide borique adsorbé aux particules en suspension ou dissous dans les phases condensées atmosphériques. Les mesures relatives aux gaz de combustion prises au moyen d'un procédé complet de combustion du charbon équipé d'un système de réduction catalytique sélective (RCS), d'un dépoussiéreur électrique et d'un système de désulfuration des gaz de combustion (DGC), ont révélé des concentrations de bore comparables en phases gazeuse et particulaire (en deçà d'un ordre grandeur), avant d'atteindre les dispositifs antipollution (Cheng et coll., 2009). On s'attend à ce que l'acide borique gazeux et particulaire rejeté dans l'atmosphère parcoure une certaine distance, mais qu'il en sera éliminé et se déposera dans les milieux terrestres ou aquatiques par dépôts humides (pluie et neige) et secs (Anderson et coll., 1994; Fogg et Duce, 1985; Kot, 2009; Zhao et Liu, 2010).
7.1.2 Eau et sédiment
D'une manière générale, s'il est rejeté dans l'eau, une grande proportion de l'acide borique devrait rester dans la colonne d'eau dans laquelle il est considéré comme étant fortement mobile, étant donné son hydrosolubilité élevée (47,2 - 63,5 g B/L). (Voir la section 3.) À des concentrations pertinentes sur le plan environnemental et physiologique, l'acide borique ,B(OH)3, est en équilibre en fonction du pH avec les anions borates, B(OH)4-, (CCME, 2009). À un pH acide, l'acide borique non dissocié constitue l'espèce dominante, tandis qu'à un pH alcalin (c.-à-d. pour pKa supérieur(e) à 9,0), l'anion borate est prédominant (Howe, 1998; Parks et Edwards, 2005). Les deux espèces sont fortement solubles et stables, car elles ne subissent pas de réactions d'oxydoréduction ou de biotransformation (Kot, 2009). Dans les eaux naturelles (pH entre 6 et 8), des polyborates et d'autres complexes mineurs, avec des métaux de transition et des fluorures, peuvent également être présents (Basset, 1980; Kot, 2009). La complexation de l'acide borique avec des cations importants sur le plan environnemental (Al3+, Fe3+, Ca2+, Mg2+) n'est généralement pas jugée importante (Parks et Edwards, 2005). L'acide borique et les ions borates peuvent former des complexes avec les matières organiques (Power et Woods, 1997; Chauveheid et Denis, 2004; Parks et Edwards, 2005), et les observations indiquent une faible sorption par des matières organiques dissoutes dans les eaux usées et dans les argiles (Banerji, 1969; Gu et Lowe, 1990; Keren et Communar, 2009; Parks et Edwards, 2005). Une hypothèse concernant l'adsorption sur des matières solides en suspension a été formulée pour expliquer la concentration élevée de bore dans l'eau interstitielle des sédiments des lacs de Caroline du Nord qui reçoivent continuellement les effluents contenant des résidus de la combustion du charbon (Ruhl et coll., 2009). Toutefois, une sorption restreinte par les boues a été confirmée chez un certain nombre de systèmes de traitement des eaux usées du Canada (p. ex., taux d'élimination médian de 2,2 %) [Environnement Canada, 2013c]. Cela indique que bien qu'une sorption par les matières solides en suspension dans la solution soit possible, peu d'acide borique est éliminé de la solution. La sorption par les argiles et la coprécipitation du bore par sorption dans les composés de fer ferrique dans les sédiments ont été observées (Butterwick et coll., 1989; Hart et coll., 2005; Kot, 2009). Toutefois, d'après sa faible valeur de coefficient de partage sédiment-eau (Kséd.-eau; log Kséd.-eau = 0,29) [Gerke, 2011a] et sa faible tendance à former des complexes avec des cations communs dans l'environnement, l'acide borique aura généralement tendance à demeurer dans la colonne d'eau. Par conséquent, les sédiments ne devraient pas représenter un puits important dans les écosystèmes d'eau douce. En outre, l'acide borique dans les sédiments peut retourner dans la colonne d'eau, en plus d'une remise en suspension potentielle par bioturbation, dragage, inondation saisonnière ou le à la suite d'un bouleversement. Par exemple, on a émis l'hypothèse que de faibles concentrations de bore dans les sédiments d'une rivière en Italie, où des concentrations élevées de bore ont été observées dans la colonne d'eau (1,1 mg B/L), étaient causées par le lessivage du bore adsorbé sur les minéraux du sol (Bonanno, 2011).
7.1.3 Sol
Le bore est présent dans les sols sous quatre formes principales : hydrosoluble, adsorbé, lié à la matière organique et fixé dans l'argile et les réseaux minéraux (Gupta, 1993). Le bore qui est lié et fixé dans l'argile et les minéraux (p. ex., tourmaline) est insoluble et non biodisponible à long terme. Le bore adsorbé ou lié à la matière organique est également insoluble, mais peut être rejeté par désorption et dégradation des matières organiques (Gupta, 1993) sous forme d'acide borique. Les mesures de bore dans le sol diffèrent selon que l'on mesure le bore total ou le bore soluble dans l'eau chaude (Gupta, 1993). La teneur en bore total d'un sol particulier ne constitue pas un indicateur fiable du bore disponible (Sah et Brown, 1997), et la méthode la plus courante permettant d'extraire le bore disponible (sous forme d'acide borique) se fait par l'eau chaude ou par l'extraction de l'eau d'un sol saturé (Gupta, 1993). D'une manière générale, moins de 5 % de la concentration de fond totale de bore dans les sols est sous une forme biodisponible pour les plantes (Gupta, 1993). Les plantes absorbent le bore sous forme d'acide borique moléculaire (Gupta et coll., 1985).
Dans les sols, l'acide borique est fortement mobile, ce qui concorde avec son faible coefficient de partage sol-eau (log Ksol-eau = -1,06 - 2,2)[Buchter et coll., 1989; Elrashidi et O'Connor, 1982; Equilibrium Environmental Inc., 2012; Janik et coll., 2010; Majidi et coll., 2010; Sauve et coll., 2000; Singh, 1971], et on s'attend à ce qu'il suive l'écoulement de l'eau (Kot, 2009). L'acide borique ne subit pas de réactions d'oxydoréduction ou de volatilisation dans les sols; par conséquent, sa concentration dans la solution du sol est principalement contrôlée par les réactions d'adsorption (Goldberg, 1997). Les principaux facteurs influant sur l'adsorption de l'acide borique dans le sol et sur sa biodisponibilité sont l'humidité du sol, le pH de la solution du sol, la texture du sol (grossier ou fin), la composition du sol (matières organiques, argiles, hydroxydes métalliques) et la température (Goldberg, 1997). L'adsorption de bore atteint son maximum à un pH de 9, ce qui coïncide avec une augmentation de la concentration des anions borates, qui présentent plus d'affinités avec les argiles que l'acide borique (Keren et Bingham, 1985). L'adsorption sur les hydroxydes métalliques (p. ex., aluminium et oxydes de fer), les minéraux argileux et les matières organiques se fait généralement par un échange de ligands, comme le résume Goldberg (1997). Des précipités de borates de magnésium ont été observés dans des échantillons de sol prélevés sur des sites présentant de fortes concentrations de bore (Paliewicz et coll., 2015). Par conséquent, la biodisponibilité de l'acide borique dans le sol diminue généralement au fur et à mesure que la portion de ces composants du sol augmente. Alors que plusieurs études confirment la sorption du bore (vraisemblablement sous forme d'acide borique) dans le sol, Mertens et coll., (2011) ont récemment observé que la concentration d'acide borique dans les solutions des sols amendés avec de l'acide borique ne diminuait pas en vieillissant (période de cinq mois), ce qui indique que l'acide borique ne se lie pas rapidement et qu'il est fortement mobile. En raison de son intégration dans des structures de silicate ou la biomasse, il a été déterminé que le bore d'origine naturelle dans le sol était bien moins soluble et donc bien moins biodisponible que l'acide borique ajouté au sol par amendement (Mertens et coll., 2011).
7.2 Persistance dans l'environnement
Un ion métalloïde comme l'acide borique est considéré comme étant infiniment persistant, car il ne peut se dégrader davantage, bien qu'il puisse se transformer en différentes espèces de produits chimiques ou se répartir entre différentes phases au sein d'un milieu naturel. En d'autres termes, le bore sera indéfiniment présent dans l'environnement, généralement en tant qu'acide borique ou anion borate. La biodégradation et la photodégradation ne s'appliquent pas à l'acide borique ou à d'autres substances contenant du bore inorganique.
7.3 Potentiel de bioaccumulation
La bioaccumulation de métalloïdes est préoccupante en raison de la possibilité d'atteindre des concentrations corporelles internes qui peuvent être dangereuses pour les organismes qui accumulent ces substances dans leurs tissus ou pour les prédateurs qui mangent ces organismes. L'accumulation de métalloïdes dépend de leur processus d'absorption, qui dépend des formes de métalloïdes biodisponibles et de leur processus d'épuration une fois dans l'organisme. On considère que l'acide est fortement biodisponible dans l'environnement en raison de sa forte hydrosolubilité et de son comportement relativement inerte (p. ex., absence de réactions d'oxydoréduction).
7.3.1 Eau et sédiment
L'acide borique n'est généralement pas considéré comme bioaccumulable dans la plupart des organismes aquatiques, surtout chez les espèces de poissons et les invertébrés, mais il a été observé chez certaines espèces de plantes aquatiques et d'algues.
Des facteurs de bioconcentration (FBC) compris entre 23 et 766 (moyenne géométrique de 75) ont été mesurés dans les algues filamenteuses du cours inférieur de la rivière San Joaquin et certains de ses affluents (Saiki et coll., 1993). En étudiant l'assainissement des eaux polluées par le bore à l'aide de lenticules bossues (Lemna gibba), Del-Campo Marín et Oron (2007) ont également signalé des valeurs de FBC modérément élevées comprises entre 1 100 et 2 400 à des concentrations de bore dans l'eau de 0,3 à 1 mg/L. Des valeurs de FBC plus faibles de 500 et de moins de 300 ont été observées dans les lentilles d'eau exposées à des concentrations plus élevées de bore (p. ex., 1,0 - 2,5 mg/L et supérieur(e) à 5 mg/L) [Del-Campo Marin et Oron, 2007]. Toutefois, la bioaccumulation de l'acide borique dans les algues peut varier selon l'espèce, car d'autres études sur une autre espèce de lentille d'eau (Spirodella polyrrhiza) et sur l'algue Chlorella pyrenoidosa (Fernandez et coll., 1984; Davis et coll., 2002) n'ont pas reproduit ces résultats.
La bioaccumulation de l'acide borique chez les invertébrés et les poissons est faible. Chez les invertébrés, Saiki et coll. (1993) ont observé des valeurs de facteur de bioaccumulation (FBA) de 16 (fourchette de 7 à 60) dans les chironomidés, de 14 (fourchette de 8 à 60) dans les amphipodes et de 10 (fourchette de 6 à 38) dans les écrevisses. Thompson et coll. (1976) ont également observé une bioaccumulation faible, voire nulle, chez les huîtres creuses du Pacifique. Les concentrations moyennes de bore dans certains cours d'eau et dans le biote en Turquie variaient de 8,6 à 16,7 mg/L dans l'eau et de 1,98 à 2,84 mg/kg chez les invertébrés, conduisant ainsi à des valeurs de FBA (d'après les concentrations de bore dans l'eau et les concentrations dans le corps entier dans les organismes) comprises entre 0,085 et 0,15 (Arslan, 2013). De faibles valeurs de FBA variant de 0,176 à 8,7 ont également été observées pour les invertébrés aquatiques dans un cours d'eau en Turquie où les organismes ont été exposés à de fortes concentrations de bore dans l'eau de surface (1,61 - 3,45 mg B/L) et dans les sédiments (15,7 - 32,3 mg B/kg) [Emiroglu et coll., 2010]. L'acide borique ne se bioaccumule pas dans les poissons, comme l'indiquent les valeurs de FBA inférieures à 0,1 chez le saumon quinnat (Oncorhynchus tshawytscha) [Hamilton et Wiedmeyer, 1990] et les valeurs de FBC de 0,3 dans les ménés à grosse tête du Nord (Pimephales promelas) et le crapet vert (Lepomis cyanellus) [Suloway et coll., 1983]. Des valeurs de FBA légèrement plus élevées ont été observées pour le grand corégone (Coregonus clupeaformis) [51,5], le grand brochet (Esox Lucius) [63], le cisco de lac (Coregonus artedi) [64], le touladi (Salvelinus namaycush) [75] et le chevalier blanc (Catostomus commersonii) [198] (Tsui et McCart, 1981). Les FBA ont été calculés pour les poissons des cours d'eau dans lesquels les concentrations de bore comprises entre 8,6 et 16,7 mg/L variaient de 0,57 à 0,92, d'après les concentrations de bore dans l'eau et dans les muscles, le foie et les branchies de cyprins de la mer de Marmara (Squalius cii) [rslan, 2013]. Un faible potentiel de bioaccumulation chez les poissons a aussi été observé par Emiroglu et coll. (2010), avec un FBA calculé pour le chevaine (Leuciscus cephalus) à l'aide des concentrations mesurées dans les muscles, le foie, les branchies et la tête, compris entre 0,78 et 41. En outre, de faibles valeurs de FBA sont déclarées pour le gambusie (FBA de 4), le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) [FBA de 2] et l'achigan à grande bouche (Micropterus salmoides) [FBA de 0,7] (Saiki et coll. 1993).
Les études réalisées par Saiki et coll. (1993) et Emiroglu et coll. (2010) déterminent clairement que l'acide borique ne se bioamplifie pas dans l'environnement, car les concentrations de bore mesurées dans les organismes diminuent avec l'augmentation du niveau trophique.
7.3.2 Sol
Pour ce qui est de la biodisponibilité pour les plantes, une concentration de fond de bore total inférieure à 5 % dans les sols se présente sous une forme disponible (soluble dans l'eau chaude) [Gupta, 1993]. Le bore biodisponible est absorbé par les racines sous la forme d'acide borique non dissocié (Hu et Brown, 1997; Mengel et Kirkby, 1982; Marschner, 1995). Les plantes dicotylédones (p. ex., légumes), en général, requièrent quatre à sept fois plus de bore (20 - 70 mg/kg) que les monocotylédones (graminées) [5 - 10 mg/kg] (Bergmann, 1988, 1995; Marschner, 1995). Selon Kabata-Pendias (2011), les concentrations moyennes de bore sont comprises entre 0,7 et 4,3 mg/kg dans les grains, entre 5 et 7,4 mg/kg dans les herbes graminées et entre 14 et 40 mg/kg dans le trèfle. Shacklette et coll. (1978) ont démontré que la teneur en bore des arbres et des arbustes (qui contiennent habituellement entre 50 et 500 mg/kg de bore) était généralement deux à dix fois supérieure à celle des légumes.
L'acide borique peut se bioaccumuler dans certaines plantes terrestres. Dos Santos et coll. (2010) ont déclaré que les concentrations de bore dans les pousses de kenaf (Hybiscus canabinnus), de moutarde (Brassica juncea), de navet (Raphunus sativus) et d'amarante (Amaranthus crentus) varient entre 63 et 93 mg/kg, tandis que les concentrations de bore soluble et total dans le sol étaient respectivement de 3,8 et de 6,4 mg/kg, respectivement. Par conséquent, pour ces espèces, le potentiel de bioaccumulation est faible. À des concentrations de bore dans l'eau d'irrigation de 5 mg/L, les concentrations moyennes de bore dans les pousses de blé (Triticum aestivum), de tomate (Solanum lycopersicum) et de betterave (Beta vulgaris) étaient supérieures et variaient de 701 à 1 110 mg/kg (Ayars et coll., 1990, 1993). Par conséquent, pour certaines plantes, la bioaccumulation de l'acide borique peut être élevée, ce qui concorde avec le fait que le bore est un élément nutritif essentiel des plantes (voir la section 8.1).
8. Risque d'effets nocifs sur l'environnement
8.1 Caractère essentiel
Le bore absorbé principalement en tant qu'acide borique constitue un microélément essentiel à la croissance des plantes, ainsi qu'à leur développement et à la qualité de leurs graines (Brown et coll., 1999; Dordas et coll., 2007; Hu et Brown, 1997; Marschner, 1995; Pilbeam et Kirkby, 1983). Des données indiquent que le bore joue un rôle dans la structure des parois cellulaires (Hu et Brown, 1994; Brown et coll., 2002), l'intégrité de la membrane cellulaire (Marschner, 1995; Schon et Blevins, 1990), le métabolisme du sucre (Marschner, 1995), les liaisons des membranes biologiques, la conversion des sucres glucose-1-phosphate en amidon, et le métabolisme des acides nucléiques (Cakmak et Römheld, 1997). Le bore intervient dans la fixation de l'azote (Bolaños et coll., 1996; Bellaloui et coll., 2009), le métabolisme phénolique (Marschner, 1995; Bellaloui et coll., 2012a, 2012b), l'absorption des ions (Marschner, 1995; Goldbach, 1985) et dans l'ATPase-H+ de la membrane plasmique (Schon et Blevins, 1990; Camacho-Cristóbal et González-Fontes, 2007; Camacho-Cristóbal et coll., 2008).
Le bore est un microélément essentiel au développement et à la reproduction du dactylère du Cap (Xenopus laevis) [Fort et coll., 1998, 2002]. On a pu observer un développement anormal des intestins, de la région craniofaciale et des yeux, des œdèmes viscéraux, une déformation de la musculature de la queue et une augmentation de la proportion d'œufs nécrotiques et d'embryons moins viables chez les grenouilles auxquelles on a administré un régime alimentaire à faible teneur en bore par rapport aux grenouilles qui ont reçu un régime alimentaire enrichi d'acide borique (Fort et coll., 1998, 2002). Les essais effectués avec de l'eau ayant une faible teneur de bore et de l'eau enrichie en acide borique, révèlent que le bore est essentiel au développement des embryons du poisson-zèbre (Danio rerio), et qu'il stimule la croissance des truites arc-en-ciel embryonnaires (Oncorhynchus mykiss) grâce à sa capacité à se lier aux cis-diols, tels que le ribose (Eckhert, 1998; Rowe et Eckhert, 1999). Les seuils d'essentialité pour la truite arc-en-ciel et le poisson-zèbre ont été établis à peu près à respectivement 0,1 mg B/L et 2 × 10-3 mg B/L, (Rowe et coll., 1998).
8.2 Évaluation des effets sur l'environnement
8.2.1 Eau
De nombreuses études empiriques sont disponibles sur la toxicité aiguë et chronique de l'acide borique pour les organismes aquatiques, tels que les micro-organismes (ciliés), les algues, les invertébrés, les poissons, les plantes et les amphibiens. Les résultats des essais de toxicité de l'acide borique pour les organismes aquatiques sont généralement publiés en équivalent du bore (mg B/L). Des détails sont disponibles dans le rapport d'Environnement Canada (2014i). Dans la présente évaluation, les données de toxicité chronique revêtent une plus grande importance et reçoivent une pondération accrue comme éléments probants par rapport aux données sur la toxicité aiguë, car elles sont des indicateurs plus sensibles du risque de danger posé par les expositions à long terme. Étant donné la persistance de l'acide borique, des expositions à long terme sont particulièrement pertinentes. Des données sur la toxicité chronique sont donc utilisées pour calculer une valeur critique de toxicité (VCT), qui représente une expression quantitative d'un effet toxique faible (c.-à-d. CI25) liée au paramètre de toxicité le plus sensible pour les organismes récepteurs dans le milieu d'intérêt.
Des études de toxicité aiguë ont été recensées pour 35 espèces, notamment deux espèces d'algues, une espèce de plante aquatique, 15 espèces d'invertébrés, 15 espèces de poissons et deux espèces d'amphibiens. Les paramètres de toxicité aiguë varient d'une concentration sans effet observé (CSEO) de trois jours (tératogenèse à l'éclosion) de 0,109 mg B/L pour les embryons de l'achigan à grande bouche à l'éclosion à une concentration létale sur 96 heures (CL50) de 979 mg B/L pour le gambusie et une CL50 sur 48 heures de 1 376 mg B/L pour les moucherons (Birge et Black, 1977; Black et coll., 1993; Maier et Knight, 1991). Les données tirées de ces études ne sont pas considérées davantage dans la présente évaluation, car elles ne furent pas utilisées pour calculer une valeur critique de toxicité.
Nous avons recensé les études de toxicité chronique pour 40 espèces, dont cinq espèces d'algues, huit espèces de plantes, huit espèces d'invertébrés, sept espèces de poissons, sept espèces d'amphibiens, deux espèces de zooplancton, une espèce de cyanobactéries, une espèce de protozoaires et une espèce de bactéries. Les valeurs du paramètre de toxicité chronique variaient d'une concentration minimale avec effet observé (CMEO, survie et tératogenèse) de 0,1 mg B/L pour la truite arc-en-ciel (stades embryonnaires-larvaires) dans une eau reconstituée en laboratoire, à une CL50 sur 32 jours de 138 mg B/L aussi pour la truite arc-en-ciel (Black et coll. 1993; Birge et Black, 1977). Un ensemble complet de données est disponible dans le rapport d'Environnement Canada (2014i). Une CSEO chronique plus faible sur 28 jours (survie et tératogenèse) de 0,001 mg B/L pour les stades embryonnaires-larvaires de la truite arc-en-ciel n'est généralement pas jugée fiable (UE, 2007a). En effet, ce résultat est inférieur de plusieurs ordres de grandeur à d'autres études de toxicité, et les effets observés sur la truite arc-en-ciel auraient pu résulter d'une carence en bore (c.-à-d. un niveau inférieur au seuil d'essentialité de 0,1 mg B/L proposé par Rower et coll., 1998).
L'importance des caractéristiques de la qualité de l'eau et des facteurs modifiant la toxicité sur la toxicité de l'acide borique pour les organismes aquatiques n'est pas bien comprise et semble généralement moins importante que pour d'autres métalloïdes ou métaux (p. ex., cuivre) [Black et coll., 1993; Dethloff et coll., 2009]. Les essais de toxicité sur la truite arc-en-ciel réalisés en eau naturelle indiquent des seuils de concentration de toxicité plus élevés (jusqu'à 180 fois plus élevés) que ceux observés en eau reconstituée (Black et coll., 1993), ce qui indique que la composition de l'eau naturelle réduit la toxicité du bore pour les poissons et peut-être pour d'autres organismes aquatiques. La toxicité du bore pour les organismes aquatiques en laboratoire (ajouté sous forme d'acide borique) n'est généralement pas beaucoup modifiée par la dureté de l'eau (Birge et Black, 1977; Dethloff et coll., 2009; Hamilton et Buhl, 1990; Maier et Knight, 1991; Soucek et coll., 2011). Toutefois, un effet protecteur a été observé dans certains essais de toxicité aiguë effectuée sur des espèces de cladocères (invertébrés) telles que Daphnia magna et Hyalellaazteca (MELP, 1996) ou Ceriodaphnia dubia, dans eaux très dures (supérieur(e) à 500 mg/L sous forme de carbonate de calcium, CaCO3) [Dethloff et coll., 2009]. De même, l'augmentation des concentrations de sodium, de chlorure ou de sulfate n'influe pas énormément sur la toxicité du bore pour les organismes aquatiques (par ajout d'acide borique) [Dethloff et coll., 2009; Maier et Knight, 1981], bien que des effets protecteurs du chlorure aient été observés sur Hyalella azteca (Soucek et coll., 2011). Une hypothèse a été émise selon laquelle la complexation de l'acide borique et des borates avec les composés organiques (p. ex., acide carboxylique alpha-hydroxylé) et l'adsorption sur des matières particulaires constituent des facteurs de modification potentiels pour la toxicité du bore chez les organismes aquatiques (Black et coll., 1993). Il a été démontré que le carbone organique dissous (COD) réduisait la toxicité aiguë du bore chez Ceriodaphnia dubia pour des concentrations supérieures à 2 mg/L de carbone organique dissous (Dethloff et coll., 2009).
En 2009, le Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME) a publié des Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique concernant la toxicité aiguë et chronique du bore (CCME, 2009) fondées sur le protocole du CCME (CCME, 2007). Les recommandations pour la qualité de l'eau (toxicité chronique) ont été élaborées en suivant une approche statistique, car les exigences minimales en matière de données pour la distribution de la sensibilité des espèces (DSE) ont été satisfaites. Un total de 28 points de données (données relatives à la CSEO, la concentration efficace [CE10], la concentration maximale acceptable de toxiques et à la CMEO) pour les poissons, les invertébrés, les plantes et les algues, ainsi que les amphibiens, déterminée à l'aide d'acide borique ou des composés équivalents à l'acide borique, a été utilisé pour définir les recommandations pour la qualité de l'eau. L'ensemble de données utilisé dans les recommandations pour la qualité de l'eau (toxicité chronique) est présenté au tableau B-1 (annexe B). Les recommandations pour une exposition de longue durée visent à protéger toutes les formes de vie aquatique pendant des périodes d'exposition indéterminées (supérieur(e) u égal(e) à 7 jours pour les poissons et les invertébrés et supérieur(e) u égal(e) à 24 heures pour les végétaux aquatiques et les algues) [CCME, 2009]. Par conséquent, la recommandation pour la qualité de l'eau à long terme pour le bore de 1,5 mg B/L (c.-à-d. une concentration dangereuse pour 5 % des espèces [CH5], ce qui correspond au 5e centile de la distribution de la sensibilité des espèces) pour l'eau douce a été choisie comme concentration estimée sans effet (CESE) pour caractériser le risque pour les organismes aquatiques dans la présente évaluation. Cette valeur de CESE est équivalent ou plus protectrice que les valeurs récentes de CH5de 1,7 et de 3,8 calculées à partir des distributions de la sensibilité des espèces tirées des données de toxicité chronique pour les organismes aquatiques (Borax Europe, 2012; UE, 2007a). Des facteurs d'évaluation (FE) ont été appliqués à ces dernières valeurs dans le cadre du processus de calcul de la CESE.
Des études récentes sur la toxicité pour les organismes aquatiques, ou des études qui n'étaient pas disponibles pour le calcul de la recommandation pour la qualité de l'eau de 2009 ont été examinées de façon systématique pour confirmer la protection apportée par l'objectif de qualité de l'eau. D'autres résultats sur la toxicité chronique de l'acide borique pour un amphibien, trois invertébrés, un poisson et une espèce d'algue étaient tous supérieurs à la valeur de CESE chronique de 1,5 mg B/L (6,6 - 34,6 mg B/L), ce qui confirme que la CESE protège adéquatement une grande variété d'organismes d'eau douce (Fort, 2011; Hall et coll., 2014; Hansveit et coll., 2001; Soucek et coll., 2011; USEPA, 2010).
8.2.2 Sédiments
Les données sur la toxicité de l'acide borique dans les sédiments sont peu nombreuses. Les données pour les organismes benthiques ont été recensées pour la mouche arlequin (Chironomus riparius dans sa forme larvaire, le ver de vase rouge), le ver noir aquatique (Lumbriculus variegatus) et la lampsile siliquoïde (Lampsilis siliquoidea, une moule) [Gerke et coll., 2011a, 2011b; Hall et coll., 2014; Hooftman et coll., 2000a]. Les valeurs de toxicité fondées sur les concentrations dans les sédiments complets allaient d'une CSEO sur 28 jours de 37,8 mg B/kg pour la mouche arlequin à une CL25 sur 21 jours (survie) de 363,1 mg B/kg pour la lampsile siliquoïde (Gerke et coll., 2011a; Hall et coll., 2014). Les valeurs de toxicité fondées sur les concentrations dans l'eau interstitielle allaient d'une CSEO sur 21 jours de 10 mg B/L pour la lampsile siliquoïde à une CMEO sur 28 jours (émergence) de 59 mg B/L pour la mouche arlequin [Hooftman et coll., 2000a; Hall et coll., 2014] (l'annexe B-2).
En raison de sa forte hydrosolubilité, l'acide borique est rapidement éliminé des sédiments enrichis (Borax Europe, 2012; Gerke et coll., 2011a; Hall et coll., 2014). Dans les essais effectués par Gerke et coll. (2011a), des chambres d'essai ont été préparées deux jours avant le début de l'étude avant que les larves de mouche arlequin fussent introduites pour un séjour de 30 jours. Au 30e jour de l'étude, la charge de bore dans l'eau sus-jacente était passée à 75 % de la charge totale par rapport à 31 % au deuxième jour, pour une concentration dans l'eau sus-jacente de 20,9 mg B/L. Cette concentration est presque identique à une CSEO sur 28 jours de 20,4 mg B/L obtenue par Gerke et coll. (2011b) dans une deuxième étude effectuée à l'aide d'eau enrichie uniquement, et comparable à une CSEO sur 28 jours de 32 mg B/L mesurée par Hooftman et coll., (2000a) pour les mêmes espèces. Par conséquent, la toxicité chronique observée pour les larves de mouche arlequin peut s'expliquer en partie par les concentrations de bore mesurées dans la colonne d'eau (Borax Europe, 2012), et non par l'exposition au bore dans les sédiments. Pour produire des données précises sur la toxicité dans les sédiments, l'eau sus-jacente doit être enrichie à des concentrations correspondant à celles des expositions ciblées dans l'eau interstitielle comme l'ont exécuté Hall et coll., (2014) pourle ver aquatique (L. variegatus). Le paramètre final de la croissance du ver a indiqué une forte variabilité (probablement en raison de la reproduction par fragmentation du ver) et il est jugé moins fiable que le paramètre de survie (Hall et coll., 2014). Les résultats sur la lampsile siliquoïde indiquent que la phase aqueuse, et non la phase solide, constituait la voie principale d'exposition de l'acide borique (Hall et coll., 2014).
Étant donné la faible partition de l'acide borique en phase aqueuse dans les sédiments (voir la section 7.1.2) et le peu d'études disponibles sur la toxicité de l'acide borique dans les sédiments, une pondération moins importante en tant qu'élément probant est associée à l'exposition par ce milieu. Par conséquent, une valeur de CESE n'a pas été calculée pour les organismes benthiques.
8.2.3 Sol
De nombreuses études empiriques sont disponibles sur la toxicité aiguë et chronique de l'acide borique pour les organismes terrestres, tels que les plantes, les invertébrés et les micro-organismes du sol. Des données sur la toxicité aiguë et chronique du sol sont disponibles pour 15 espèces d'invertébrés appartenant à neuf familles distinctes, pour 26 espèces de plantes, notamment des monocotylédones, des dicotylédones, des plantes herbacées et des arbres, ainsi que pour les micro-organismes du sol qui visent deux processus biochimiques clés du sol (la transformation du carbone et la nitrification). Aucune étude cherchant à établir l'efficacité de l'acide borique comme pesticide (p. ex.,la lutte contre les fourmis ou les termites) n'est incluse dans cette base de données (disponible dans le rapport d'Environnement Canada, 2014j). On s'attend à ce que l'exposition à l'acide borique dans le sol sur le long terme en raison de sa persistance et, par conséquent, les données sur la toxicité chronique soient bien plus pertinentes, ainsi dans la présente évaluation, les données sur la toxicité aiguë constituent un indicateur plus sensible du danger possible découlant des expositions à long terme. Toutes les concentrations déclarées dans les études et les rapports de toxicité du sol ont été converties en concentrations d'équivalentes en bore pour simplifier la comparaison aux concentrations d'exposition utilisées pour caractériser le risque. Les données ont ensuite été utilisées pour obtenir une valeur critique de toxicité. Des sommaires de rigueur d'étude ont été établis pour l'ensemble des études à partir desquelles les données de toxicité ont été utilisées pour calculer une valeur critique de toxicité (ces sommaires de rigueur d'étude sont disponibles sur demande).
On a relevé des études de toxicité chronique fiables pour 25 espèces, dont 13 espèces d'invertébrés et 12 espèces de plantes. Les espèces ont été exposées à des concentrations variables d'acide borique dans différents sols (nord-américains, européens et artificiels). Les valeurs de toxicité chronique individuelles pour les invertébrés (CSEO/CSENO sur 4 à 63 jours [CSENO = concentration sans effet nocif observé], CMEO/CMENO [CMENO = concentration minimale avec effet nocif observé] et CE/CI10-50) [CI = concentration inhibitrice]) variaient de 1,43 à 630 mg B/kg (Amorim et coll., 2012; Becker et coll., 2011; Becker-Van Slooten et coll., 2003; Environnement Canada, 2014k; ESG International Inc. et Aquatera Environmental Consulting Ltd., 2003; Huguier et coll., 2013; Moser et Becker, 2009a, 2009b, 2009c, 2009d, 2009e; Moser et Scheffczyk, 2009; Owojori et coll., 2011; Princz et Scroggins, 2003; Princz et coll., 2010; Smit et coll., 2012; Stantec Consulting Ltd. et Aquaterra Environmental Consulting, 2004). Les valeurs de toxicité chronique individuelles pour les plantes (CSEO, CMEO et CE/CI10-50 sur 14 à 90 jours) étaient comprises entre 1,75 et 242 mg B/kg (Anaka et coll., 2007; Bagheri et coll., 1994; Becker et coll., 2011; Environnement Canada 2014k; Forster et Becker, 2009; Gestring et Soltanpour, 1987; Hosseini et coll., 2007; Miller, 2013). Parmi les symptômes de toxicité chez les plantes figurent le jaunissement, la tavelure ou l'assèchement des tissus foliaires (Gupta, 1985). D'autres données sont présentées dans le rapport d'Environnement Canada (2014j).
La toxicité de l'acide borique pour les organismes du sol dépend de sa biodisponibilité dans la portion dissoute de la solution du sol. Il a été déterminé que l'humidité du sol était la propriété la plus importante du sol (parmi les propriétés telles que la teneur en eau du sol, la concentration de fond de bore, la teneur en argile et la capacité d'échange cationique) pour expliquer la biodisponibilité et la toxicité du bore pour les plantes (Mertens et coll., 2011). Les réactions d'adsorption (voir la section 7.1.3) dépendent de l'humidité du sol, mais aussi du pH du sol, de sa texture et de sa composition. Les différences d'un facteur de 2 environ dans les valeurs de toxicité du sol pour E. albidus et F. candida dans les sols standards utilisés par LUFA Speyer et l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) s'expliquent par une réduction de la biodisponibilité du bore, probablement en raison de l'adsorption, puisque les sols utilisés par l'OCDE contiennent davantage de matières organiques et d'argile que les sols utilisés par LUFA (Amorim et coll., 2012). Toutefois, les répercussions du vieillissement des sols (jusqu'à cinq mois) et de la sorption sur la biodisponibilité de l'acide borique pour les plantes dans les sols amendés avec de l'acide borique se sont récemment révélées minimes, ce qui indique que l'acide borique ajouté n'est pas lié rapidement (Mertens et coll., 2011). Cela laisse entendre que les effets des facteurs modifiant la toxicité de l'acide borique dans le sol sont généralement faibles (moins d'un ordre de grandeur) ou agissent lentement; en conséquence, ils ne sont pas pris en compte davantage dans la présente évaluation pour caractériser les effets. En outre, puisque la portion du bore disponible dans la concentration naturelle de fond est faible (voir la section 7.1.3), la contribution possible de la concentration naturelle de fond aux effets toxiques de l'acide borique chez les organismes du sol est jugée négligeable par rapport aux concentrations d'acide borique ajouté au sol par les activités anthropiques et qui sont beaucoup plus disponibles. Étant données ces concentrations, l'approche de risque qui considère seulement la portion de bore ajoutée par l'activité anthropique (sous la forme d'acide borique) dans le sol peut contribuer aux risques a été utilisée pour caractériser les effets de l'acide borique sur les organismes du sol (Conseil International des Mines et Métaux, 2007a). Par conséquent, la CESE calculée pour les organismes du sol cible uniquement la portion ajoutée de l'acide borique dans le sol et elle est désignée par CESEajouté.
Les grands ensembles de données disponibles pour l'acide borique satisfait aux critères minimaux pour les espèces du CCME (2006) et aux directives MERAG (Metals Environmental Risk Assessment Guidance) [Conseil International des Mines et Métaux, 2007b] ce qui nous autorise à calculer une valeur critique de toxicité à partir d'une distribution de la sensibilité des espèces. Les données utilisées pour établir la distribution de la sensibilité des espèces sont reprises dans le tableau C-1 (annexe C) et visent 23 espèces (onze espèces d'invertébrés et douze de plantes). Les paramètres privilégiés à utiliser dans la distribution de la sensibilité des espèces sont été choisis en suivant les directives du CCME pour l'élaboration des recommandations pour la qualité de l'eau (CCME, 2007) et comprennent, du plus important au moins important, la CE10, la CE/CI20, la CI25 et les CSEO. Lorsque plus d'une valeur associée à un paramètre est disponible pour une seule espèce (y compris des données pour différents sols), la moyenne géométrique des valeurs de toxicité a été calculée et utilisée pour la distribution de la sensibilité des espèces. Lorsqu'une valeur unique était disponible pour un certain nombre de paramètres (p. ex., biomasse, croissance) dans une seule étude, nous avons choisi la valeur du paramètre de toxicité la plus basse pour une espèce donnée.
Figure 8-1 : Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) au bore d’après les données de toxicité chronique pour les organismes du sol. Le graphique montre l’ajustement d’un modèle de distribution normale aux données et l’intervalle de confiance de 95 %.
Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) au bore d’après certaines données de toxicité chronique pour les organismes du sol. Le graphique montre l’ajustement d’un modèle de distribution normale aux données et l’intervalle de confiance de 95 %. Les données utilisées dans la DSE apparaissent au tableau C-1 de l’annexe C. Cette figure montre que la sensibilité des organismes au bore suit une courbe en S. Vingt des vingt-trois points de données tombent dans l’intervalle de confiance de 95 %.
Nous avons utilisé la version 3.0 du logiciel SSD Master (SSD Master 2010) pour schématiser la distribution de la sensibilité des espèces (DSE). (Figure 8-1.) Plusieurs fonctions de distribution cumulative (normale, logistique, Gompertz et Fisher-Tippett) ont été ajustées aux données par régression. L'ajustement du modèle a été évalué à l'aide de techniques statistiques et graphiques. Le meilleur modèle a été choisi en examinant la validité de l'ajustement et la faisabilité du modèle. Les hypothèses du modèle ont été vérifiées graphiquement et à l'aide de tests statistiques. Le modèle de courbe normale était le meilleur modèle testé visuellement et avait la plus faible de variabilité statistique (résidus), une répartition uniforme des résidus et la fourchette d'intervalle de confiance la plus étroite. Le modèle des valeurs extrêmes présentait une valeur d'essai de la statistique d'Anderson-Darling légèrement meilleure (A2) = 0,254 (p inférieur(e) à 0,05) par rapport à une valeur de (A2 = 0,259 (p inférieur(e) à 0,05) pour le modèle de courbe normale. Toutefois, l'intervalle de confiance de la valeur extrême plus large (c.-à-d. 2,78 - 5,06) et le modèle de courbe normale a été choisi. La valeur CH5 du schéma de la distribution de la sensibilité des espèces est de 6,08 mg B/kg, avec des limites de confiance inférieures et supérieures respectivement de 5,42 et de 6,82 mg B/kg.
La valeur de CH5 de 6,08 mg B/kg calculée à partir de la distribution de la sensibilité des espèces est choisie comme valeur critique de toxicité pour les organismes du sol. Cette valeur est fondée sur une distribution de la sensibilité des espèces chronique qui couvre de nombreuses espèces et taxons; par conséquent, aucun facteur d'évaluation n'est utilisé pour calculer la CESE avec ajout de bore pour les organismes du sol. Ainsi, la CESEajouté pour les organismes du sol est de 6,08 mg B/kg.
8.3 Évaluation de l'exposition de l'environnement
Les concentrations dans l'environnement d'acide borique sont déclarées en tant que concentrations de bore dans un milieu particulier.
8.3.1 Concentrations dans l'air ambiant et de fond au Canada
8.3.1.1 Eaux de surface
Lorsqu'elles sont disponibles, les concentrations de bore total et dissous récemment mesurées dans les plans d'eau partout au Canada (tableau 8-1) indiquent que, bien que certaines concentrations élevées puissent résulter de sources ponctuelles anthropiques, les concentrations allant jusqu'au 50e centile devraient être représentatives de la concentration de fond biogéochimique à l'échelle régionale (Conseil International des Mines et Métaux, 2007b). Ces données ont été recueillies entre 2009 et 2012 dans le cadre du programme de suivi et de surveillance d'Environnement Canada mené aux termes du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada, 2013c).
Lieu |
Plage de concentrations (µg/L) |
Valeur médiane (µg B/L) |
Référence |
Région du Pacifique et du YukonA |
ND – 100 |
5,75 (dissoute = 3,43) |
Environnement Canada, 2013c |
Région des Prairies et du NordB |
2,8 – 43,6 (dissoute = 2,9 – 78,6) |
14,33 (dissoute = 13,61) |
Environnement Canada, 2013c |
Région de l’Ontario (baie d’Hudson)C |
1,2 – 806 (dissoute = 1,2 – 729) |
30,86 (dissoute = 29,48) |
Environnement Canada, 2013c |
Région de l’Ontario (lacs Ériée et Supérieur, Ontario)D |
0,1 – 65,7 |
8,70 |
Environnement Canada, 2013c |
Région du QuébecE |
0,8 – 23,4 |
6,25 |
Environnement Canada, 2013c |
Région de l’AtlantiqueF |
0,3 – 347 |
3,59 |
Environnement Canada, 2013c |
ND : non détectée
A Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 3 468) et dissoute (n = 715).
B Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 175) et dissoute (n = 175); les concentrations de bore total devraient être supérieures au bore dissous, car elles sont constituées des portions dissoutes et particulaires; la valeur de la plage supérieure de bore dissous de 78,6 µg/L supérieure à la concentration de bore total de 43,6 µg/L pourrait résulter d’erreurs analytiques ou de saisie de données.
C Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 808) et dissoute (n = 786).
D Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 108).
E Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 228).
F Taille de l’échantillon : concentration totale (n = 969).
8.3.1.2 Sols
Les concentrations de bore total ou de bore extractible dans les sols des provinces canadiennes dépendent du type de sol, de son origine et de son pH (Parks et Edwards, 2005). Des concentrations plus élevées de bore peuvent être décelées dans l'argile, le limon ou les sols riches en matières organiques par rapport au sol sableux (Gupta, 1967). Les concentrations de fond les plus élevées sont mesurées dans les roches sédimentaires, en particulier celles provenant des sédiments marins riches en argile (Butterwick et coll., 1989). La rétention du bore dans le sol dépend de la concentration de bore dans la solution du sol, du pH du sol, de la texture, des matières organiques, de la capacité d'échange cationique, du type d'argile et du revêtement minéral sur l'argile (voir la section 7.1.3). Moins de 5 % de la concentration de bore total dans les sols est biodisponible pour les plantes (Gupta, 1993).
Le Geological Survey des États-Unis (USGS, 1984) a rapporté une concentration moyenne de bore de 33 mg/kg (plage inférieur(e) à 20 à 300 mg/kg) dans les sols de surface du territoire continu des États-Unis, avec des concentrations légèrement plus élevées dans l'est des États-Unis. Les concentrations de bore dans le sol sont également élevées en Californie. Au Canada, moins de données sont disponibles concernant la concentration de bore total dans le sol, mais les concentrations médianes du bore total signalées pour un petit nombre de sites échantillonnés partout au Canada (20) entre 1962 et 1973, varient de 10,7 à 30 mg B/kg (Agriculture et Agroalimentaire Canada, 2013). On ignore si ces sites avaient fait l'objet d'activités agricoles avant l'échantillonnage. En Colombie-Britannique, les concentrations de bore total dans le sol varient de 1 à 90 mg/kg, avec des concentrations médianes comprises entre 1 et 26 mg/kg; les concentrations sont élevées dans la région de la rivière de la Paix et sont jugées insuffisantes dans le reste de la Colombie-Britannique. (BCMOE, 2005). Au Nouveau-Brunswick, les rapports indiquent une concentration de référence de bore dans le sol, caractérisé comme étant la concentration de bore dans le sol au 97e centile, à 8 mg/kg (gouvernement du Nouveau-Brunswick, 2005). En Alberta, les concentrations de bore extractible (avec de l'eau chaude) mesuré dans le sol à 42 sites de référence à l'échelle de la province étaient comprises entre 0,29 et 2,32 mg/kg, avec une moyenne de 0,92 mg/kg (Penny, 2004). Dans l'étude des sols à Flin Flon, les concentrations de bore extractible allaient de 0,1 à 1,9 mg/kg dans les sols de surface résidentiels à l'est et à l'ouest de Flin Flon et Channing, au Manitoba, et à Creighton, en Saskatchewan (Intrinsik, 2010).
8.3.2 Scénarios d'exposition et concentrations environnementales estimées
Des scénarios d'exposition ont été conçus pour diverses activités constituant des sources importantes de rejet d'acide borique et de ses précurseurs dans l'environnement. Ces scénarios sont présentés ici, par secteurs d'activité. Pour chaque scénario, les concentrations environnementales estimées (CEE) exprimées en bore élémentaire sont estimées afin d'évaluer l'exposition à l'acide borique des récepteurs écologiques. En fonction du milieu naturel dans lequel les rejets d'acide borique devraient survenir, les concentrations environnementales sont estimées pour l'eau de surface ou le sol. Les concentrations environnementales estimées n'ont pas été établies pour l'air, car l'acide borique rejeté dans ce milieu devrait en être éliminé par les dépôts humides et secs et finir par se déposer sur le sol ou dans les plans d'eau. On n'a également pas fait d'estimation des concentrations environnementales pour les sédiments, car l'acide borique qui a été rejeté dans les milieux d'eau douce tend à rester dans la colonne d'eau en raison de sa forte hydrosolubilité.
Les concentrations environnementales estimées ont été surtout estimées à partir de données adéquates sur les concentrations mesurées de bore dans les milieux naturels pertinents lorsqu'elles étaient disponibles. En effet, elles renseignent sur l'exposition subie par les organismes au Canada en provenance de secteurs d'activité précis (sections 8.3.2.1 - 8.3.2.9). Bien qu'elles soient fondées sur des concentrations mesurées, ces concentrations sont désignées comme étant « prévues », car les mesures prises à partir de sites précis pour un secteur d'activité sont utilisées pour représenter le secteur dans son ensemble. Le caractère adéquat des concentrations environnementales mesurées a été évalué en prenant en compte des facteurs tels que la distance entre les sites d'échantillonnage et la source des rejets, l'année pendant laquelle les échantillons ont été prélevés, la méthode d'analyse utilisée et le nombre de mesures disponibles. Lorsqu'elles sont disponibles, la préférence est accordée aux concentrations de bore dissous plutôt qu'aux concentrations de bore total, car elles comportent la portion de bore la plus biodisponible. Lorsqu'il n'était pas précisé si les concentrations étaient déclarées pour le cobalt total ou dissous, on a présumé qu'elles correspondaient à la fraction de bore dissous afin qu'elles restent prudentes (c.-à-d. en supposant une grande biodisponibilité). Les incidences de cette hypothèse sur les résultats finaux sont minimes, car les mesures de bore dissous et total sont généralement presque identiques, ce qui confirme la biodisponibilité élevée de l'acide borique dans l'eau de surface. Les concentrations environnementales estimées sont composées des plages de concentrations pour les sites individuels, ou les plages des moyennes arithmétiques ou des médianes pour plusieurs sites. Lorsque les données sont disponibles, ces concentrations environnementales estimées ont été comparées aux concentrations des sites « de référence » ou « non exposés » désignés pour confirmer que les concentrations mesurées observées aux sites exposés étaient le résultat de rejets anthropiques.
Lorsque les concentrations de bore mesurées dans le milieu aquatique étaient jugées inadéquates ou non disponibles, on a établi des concentrations environnementales estimées. Ces concentrations environnementales estimées ont été déterminées en suivant une approche progressive, qui consiste à utiliser des hypothèses prudentes pour les premiers calculs, puis à peaufiner ces hypothèses, lorsqu'une préoccupation potentielle est soulevée, pour accroître le réalisme du scénario. Dans le cas de nombreux secteurs industriels, le principal milieu pouvant susciter une préoccupation environnementale est l'eau de surface, car l'acide borique devrait y être rejeté par les installations industrielles de façon directe (déversements directs), ou de façon indirecte par les systèmes de traitement des eaux usées (déversements indirects). Pour chacun de ces secteurs, les concentrations aquatiques estimées (CAE) sont les concentrations environnementales qui découlent des rejets par ces installations ou ces activités (p. ex. rejets à l'égout) et ont été calculées en tant que fourchette entre les rejets associés et les conditions d'exposition. Lorsque les données ont été modélisées pour les rejets directs, une plage de concentrations environnementales estimées pour un secteur particulier a été obtenue en ajoutant la concentration de fond médiane (50e centile) de bore dans l'eau à la fourchette des concentrations aquatiques estimées associées (plages de CEE = fourchette de CAE + concentration de fond médiane). Lorsque les données ont été estimées pour les rejets indirects, une plage de concentrations environnementales estimées pour un secteur particulier a été obtenue en ajoutant à la fourchette de concentrations aquatiques estimées associées, la concentration de fond médiane de bore dans l'eau et la fourchette de concentrations de bore découlant des rejets à l'égout (c.-à-d. rejets issus d'utilisation par les consommateurs; voir la section 8.3.2.9). En tant qu'approche prudente, on a utilisé la concentration de fond médiane la plus élevée (0,031 mg/L [tableau 8-1]).
Pour le milieu du sol, les concentrations mesurées à proximité d'un site ont été comparées aux concentrations provenant des sites « de référence » ou « non exposés » désignés qui sont représentatifs des conditions de fond à l'échelle régionale, lorsque les données étaient disponibles (section 8.3.2.3). Si les concentrations de fond désignées n'étaient pas disponibles, les concentrations dans l'environnement représentant uniquement l'ajout anthropique du bore dans le sol à la suite d'une activité précise ont fait l'objet d'une estimation. Ces concentrations sont désignées par CEEajouté, car elles ignorent l'apport potentiel de l'acide borique biodisponible provenant de la concentration de fond du bore d'origine naturelle dans le sol. Toutefois, la disponibilité des métaux non anthropiques dans le sol est généralement faible, et parce que l'on sait que la portion biodisponible du bore dans le sol est faible (inférieur(e) à 5 % [Gupta, 1993]), on juge raisonnable de présumer une biodisponibilité par défaut dans le sol égale à zéro (Struijs et coll., 1997). Des hypothèses prudentes ont néanmoins été utilisées pour produire des valeurs de CEEajouté dans le sol, ainsi qu'une valeur élevée de coefficient de partage sol-eau (p. ex., log Ksol-eau = 2,2); par ailleurs, on a présumé, dans la modélisation, qu'aucune perte ne s'est produite par ruissellement, lessivage ou absorption par les plantes. Des valeurs de CEEajouté ont été établies pour estimer l'ajout de l'acide borique dans le sol exprimé en tant que bore, et qui découle des émissions atmosphériques (sections 8.3.2.1, 8.3.2.5 et 8.3.2.12) ou de l'épandage de biosolides (section 8.3.2.9). D'autres données sont présentées dans le rapport d'Environnement Canada (2014b, 2014f, 2014h).
8.3.2.1 Scénario d'exposition pour la production d'énergie électrique à l'aide de charbon
Le bore est naturellement présent dans le charbon en concentrations variant de 16 à 217 mg B/kg dans le charbon canadien, avec les concentrations les plus élevées généralement relevées dans le lignite et le charbon sous-bitumineux utilisés pour produire de l'énergie électrique en Saskatchewan et en Alberta (Goodarzi, 2013). La combustion à cette fin de charbon contenant du bore entraîne des rejets de ce dernier dans l'environnement. Le bore est émis dans l'air sous forme de particules et de gaz, et on peut s'attendre à ce qu'il se dépose sur les écosystèmes terrestres et aquatiques en raison de la pluie et de la neige, ou être lessivé par ces dernières. En outre, le bore peut être rejeté dans le milieu aquatique par des déversements provenant des effluents liquides des centrales électriques, des cendres volantes et des crassiers où sont déposés les cendres résiduelles (p. ex., parcs à cendres), des tas de charbon ou de l'infiltration d'eau souterraine dans les zones de confinement. D'autres renseignements sur les rejets de bore associés à ce secteur figurent dans le rapport d'Environnement Canada (2014b).
Un scénario d'exposition a été élaboré pour la zone du lac Wabamum située dans le bassin versant de la rivière Saskatchewan Nord, d'après les concentrations de bore mesurées dans divers milieux naturels. Cette zone est utilisée comme base d'un scénario réaliste de la pire éventualité pour évaluer les rejets par les centrales thermiques alimentées au charbon au Canada. Un certain nombre d'enquêtes sur la qualité de l'eau ont été effectuées par le ministère de l'Environnement de l'Alberta au lac Wabamum en 2002 et 2005 (ministère de l'Environnement de l'Alberta, 2002, 2003a, 2003b, 2006), et les concentrations de bore mesurées ont révélé des quantités de bore relativement élevées (tableau 8-3). De nombreuses mines de charbon sont situées dans la zone du lac Wabamum et à proximité des centrales électriques. Par conséquent, les concentrations mesurées dans les eaux lacustres peuvent inclure les apports de la production d'énergie électrique à partir de charbon et des activités industrielles d'extraction du charbon. Des échantillons de sol ont été prélevés dans le cadre d'un relevé des dépôts atmosphériques dirigé dans la zone du lac Wabamum entre 1994 et 1997 par la Commission géologique du Canada (CGC, 2002); aucune concentration de fond dans le sol désignée adéquate n'a été déterminée aux fins de comparaison. D'une façon générale, le faible taux de dépôts cumulatifs de bore autour du lac Wabamun (18,44 grammes par hectare accumulés sur quatre ans), et le manque de corrélation apparente entre les concentrations dans le sol et les mesures de bore dans la mousse utilisées pour surveiller les dépôts de métaux, laissent entendre que les concentrations de bore dans le sol dans la région peuvent majoritairement provenir de sources géogéniques. Afin d'évaluer les augmentations de bore dans le sol en raison des émissions atmosphériques, les concentrations ajoutées dans le sol ont été estimées sur une période de 50 ans à l'aide du taux de déposition cumulative calculé par la Commission géologique du Canada (2002), ainsi que d'un modèle convertissant la déposition dans le sol en concentrations dans le sol (Environnement Canada, 2014l). Les concentrations de bore ajouté au sol en raison des émissions atmosphériques sur une période de 50 ans ont été jugées relativement faibles (tableau 8-3).
Milieu et unités |
Plage de CEE (mg/L) |
CEE médiane (mg/L ou mg/kg) |
Taille de l’échantillon (n = ) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Eau |
0,786 – 1,0 |
0,884 |
116 |
1996 – 2005 |
Ministère de l’Environnement de l’Alberta, 2002, 2003a, 2003b, 2006 |
Sol |
- |
0,322A |
- |
2002 |
CGC, 2002; Environnement Canada, 2014l |
A Concentration de bore ajouté dans le sol (CEEajouté) en raison du taux de déposition du bore fourni par la CGC (2002).
8.3.2.2 Mines de métaux
Les activités minières font référence autant à l’extraction de minerai dans des mines à ciel ouvert ou des mines souterraines qu’au traitement du minerai dans une installation de préparation du minerai (communément appelée usine de concentration). Normalement, le minerai renferme de petites quantités de minéraux utiles imbriqués dans des quantités beaucoup plus grandes de résidus minéraux sans valeur économique (gangue). La préparation du minerai consiste à séparer (ou libérer) les minéraux utiles de la gangue en vue d’obtenir du métal de qualité accrue. Parmi les principales étapes du traitement du minerai, mentionnons le concassage et le broyage, la séparation chimique ou physique et l’égouttage. (Environnement Canada, 2009b). Même si les composés de bore ne sont pas extraits au Canada, le bore est omniprésent et peut donc être détecté dans le minerai à des concentrations variables. Ainsi, le bore peut être associé à la minéralisation filonienne de l’or (Boyle, 1974; Closs et Sado, 1981). De plus, les borates sont utilisés dans la récupération des métaux précieux (Borax, 2013), où ils servent de fondants pendant l’essai pyrognostique du minerai ou l’affinage final de métaux précieux (Paliewicz et coll., 2015). La fonte de concentrés de métaux précieux peut avoir lieu dans un petit four situé à l’intérieur de l’installation de préparation destinée aux activités minières visant les métaux précieux. (Paliewicz et coll., 2015; EPA des États-Unis, 1994). Moins de quatre entreprises ont déclaré avoir acheté de 10 000 à 100 000 kg d’un précurseur de l’acide borique, et moins de quatre entreprises ont signalé l’achat de 1000 à 10 000 kg du même précurseur en 2012, du fait des activités de participation volontaire des intervenants (Environnement Canada, 2013b). Étant donné que les borates peuvent s’avérer un ingrédient essentiel dans la composition des fondants utilisés pour la récupération de métaux précieux (de 12 à 50 % en poids) [Bugbee, 1981], des concentrations élevées de bore peuvent être trouvées dans les scories découlant de cette activité (Paliewicz et coll., 2015). Les tests de lixiviabilité en laboratoire effectués sur des échantillons de scories pulvérisés provenant de trois exploitations minières canadiennes montrent qu’une quantité significative de bore (de 3 à 12 % en poids de la masse initiale de scorie solide) peut être rejetée en 24 heures (Paliewicz et coll., 2015). Par conséquent, de l’acide borique pourrait être rejeté dans l’environnement en raison de l’exploitation minière et de la production de concentrés de métaux.
Des échantillons ont été recueillis par AMEC (2005) dans une zone de résidus qui recevait les déchets d’une ancienne installation de préparation de minerai qui traitait, selon les estimations, quelque 60 000 000 kg de scories et de briques d’affinage contenant du bore (75 % de scories et 25 % de briques) aux fins d’affinage de métaux précieux ainsi que de minerai d’or (Paliewicz et coll. 2015). Les résultats tirés de ces échantillons montraient que les concentrations de bore atteignaient 242 mg/L dans les eaux souterraines locales et 9,1 mg/L dans les eaux de surface rejetées localement (AMEC, 2005). Tel qu’indiqué dans Paliewicz et coll. (2015), l’étude d’AMEC n’avait pas pour objet l’examen des concentrations de bore dans la rivière adjacente à la zone de résidus, mais elle avait permis de déterminer, d’après le réseau hydrographique de la zone de résidus, que la rivière coulant à proximité du site recevait probablement les rejets de la zone de résidus sous forme de ruissellement en surface, d’infiltration des eaux souterraines ou d’eaux de barrage décantées (AMEC, 2005).
Les rapports d’Environnement et Changement climatique Canada pour 118 sites d’exploitation minière et de préparation du minerai sur lesquels une étude de suivi des effets sur l'environnement (ESSE) a été effectuée en vertu du Règlement sur les effluents des mines de métaux(REMM) ont été examinés (Environnement Canada, 2014m). Des mesures de concentrations de bore dans l'effluent, ou dans l'environnement récepteur où l'effluent est rejeté, étaient disponibles pour 70 sites (environ 60 % de tous les sites) de 2004 à 2013, y compris quatre sites dans la région du Québec, sept sites dans la région de l'Atlantique, dix sites dans la région du Pacifique, 22 sites dans la région de l'Ontario et 27 sites dans la région du Nord des Prairies. D'après les données disponibles aux fins de surveillance de l'effluent et de la zone d'exposition, 54 sites ont révélé de faibles concentrations de bore (inférieur(e) u égal(e) à 0,2 mg B/L), neuf sites ont présenté des concentrations de bore modérées (supérieur(e) à 0,2 - 0,5 mg B/L), cinq sites avaient des concentrations de bore élevées dans la zone d'exposition (supérieur(e) à 0,5 - 1,4 mg B/L), et un site présentait des concentrations extrêmement élevées dans la zone d'exposition (supérieur(e) à 10 mg B/L) [tableau 8-4] (Environnement Canada, 2014m). Les concentrations déclarées dans l'effluent à un site (inférieur(e) à 0,7 mg B/L) n'ont pu être interprétées en raison d'un seuil élevé de détection.
Parmi les sites présentant des concentrations élevées de bore dans la zone d’exposition, le site 1 est une mine intégrée et une fonderie de métaux communs, le site 2 est une mine d’uranium, le site 3 est une usine de traitement du minerai d’uranium, le site 4 comporte un certain nombre de mines de métaux communs et de métaux précieux se déversant dans un plan d’eau commun, le site 5 est une ancienne usine métallurgique de traitement du minerai, et le site 6 est une usine traitant divers minerais et aliments pour animaux. Pour plus de détails, consultez le rapport d’Environnement Canada (2014c).
Site et type d’installation |
Zone de référence ou exposée |
Plage de CEE (mg B total/L) |
Taille de l’échantillon (n = ) |
Période d’échantillonnage |
65 sites miniers |
Zone exposée |
Négligeable – ≤ 0,5 |
- |
2004 – 2013 |
Site 1 – mine et fonderie |
Zone exposéeA |
1,02 – 1,17 |
5 |
2011 |
Site 1 – mine et fonderie |
Zone de référence |
< 0,01 |
5 |
2011 |
Site 2 – mine |
Zone exposéeB |
0,29 – 0,56 |
2 |
2004 |
Site 2 – mine |
Zone de référence |
0,003 – 0,023 |
3 |
2004 |
Site 3 – usine |
Zone exposée |
0,22 – 1,3 |
5 |
2011 |
Site 3 – usine |
Zone de référence |
< 0,010 – 0,010 |
8 |
2011 |
Site 4 – mines multiples |
Zone exposée |
0,168 – 0,907 |
29 |
2003 – 2010 |
Site 4 – mines multiples |
Zone de référence |
0,03 – 0,14 |
39 |
2003 – 2010 |
Site 5 – usine |
Zone exposée |
0,047 – 0,687 |
6 |
2004 – 2007 |
Site 5 – usine |
Zone de référence |
0,013 – 0,016 |
2 |
2004 – 2007 |
Site 6 – usine |
Zone exposée |
14,6 – 20,1 |
14 |
2010 – 2013 |
Site 6 – usine |
Zone de référence |
< 0,01 |
14 |
2010 – 2013 |
A Concentrations de bore total; échantillons d’eau composés d’effluents partiellement dilués (c.-à-d. concentration de 75 % d’effluent) au moment de l’échantillonnage (Environnement Canada, 2014m).
B Données pour le lac recevant l’effluent uniquement. Les mesures annuelles moyennes de bore provenant de la période 1995 – 1998 tombaient entre 0,3 et 0,34 mg B/L.
8.3.2.3 Fusion et affinage de métaux communs et de métaux précieux
Un certain nombre d’installations canadiennes qui fondent et affinent des métaux communs et précieux ont indiqué utiliser les précurseurs de l’acide borique dans leurs procédés. Moins de quatre entreprises dont le principal secteur d’activité est la fusion des métaux communs ont déclaré avoir importé entre 50 000 et 100 000 kg d’un précurseur de l’acide borique en 2008 (Environnement Canada, 2009a). Moins de quatre entreprises ont déclaré avoir acheté entre 100 000 et 1 000 000 kg d’un précurseur de l’acide borique, et moins de quatre entreprises ont déclaré avoir acheté entre 1000 à 10 000 kg d’un autre précurseur de l’acide borique en 2012, du fait des activités de participation volontaire des intervenants (Environnement Canada, 2013b). Dans le secteur de la fusion des métaux communs et de la métallurgie de l’or, les borates sont utilisés en tant que fondant, dissolvant ainsi les impuretés d’oxyde métallique qui peuvent ensuite être retirées avec les scories, mais aussi en tant que fondant de couverture pour protéger les métaux contre l’oxydation (Borax, 2013; Cole et Ferron, 2002). Les scories générées à des étapes de traitement données de certaines installations de fusion des métaux communs, telles que les fonderies de plomb, peuvent contenir jusqu’à concurrence de 25 % en poids d’oxyde de bore (Jaeck, 1989). Selon Paliewicz et coll. (2015), on en déduit que la lixiviabilité du bore (sous forme d’acide borique) issu de ces scories pourrait être importante. Le bore peut aussi être présent dans divers minerais et concentrés traités. Des rejets de bore dans l’environnement provoqués par les installations de fusion et d’affinage des métaux communs et précieux dues aux émissions atmosphériques (Environnement Canada, 2013a), tout comme les rejets d’effluent dans le milieu aquatique en raison des activités de traitement.
Les résultats des études effectuées près d'une fonderie en Colombie-Britannique et de deux autres au Manitoba indiquent qu'il est possible que les émissions atmosphériques ne contribuent pas fortement aux concentrations de bore dans les sols ou dans les plans d'eau situés à proximité (zones exposées), car ces concentrations sont généralement comparables à celle des zones de référence ou zones non exposées (CEI, 2003; Intrinsik Environmental Sciences Inc. et coll. 2011; Jacques Whitford, 2008; Jones et Henderson, 2006; Jones et Phillips, 2003; Stantec, 2009). On pourra trouver plus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014d).
Des concentrations élevées de bore sont signalées dans l'effluent d'un certain nombre de fonderies, y compris trois sites d'exploitation minière et de fusion combinés qui pratiquent une étude de suivi des effets sur l'environnement (Ouellet et coll., 2013; Environnement Canada, 2014m). Toutefois, les concentrations de bore dans les milieux aquatiques récepteurs dans les zones exposées situées en aval de ces rejets d'effluent des fonderies sont généralement comparables aux concentrations de bore mesurées dans les sites de référence (tableau 8-5). Les échantillons prélevés au site 1 (également abordés dans la caractérisation de l'exposition du secteur des mines de métaux dans la sous-section 8.3.2.2), où une concentration élevée de bore dissous a été mesurée (1,17 mg B/L), sont composés d'effluents partiellement dilués (75 % d'effluent) [Environnement Canada, 2014m]. On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014d).
Emplace-ment |
Zone de référence ou exposée |
Plage de CEE (mg B/L) |
Taille de l’échantillon (n = ) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Site 1 |
Zone exposée |
1,02 – 1,17 |
5 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 1 |
Zone de référence |
< 0,01 |
5 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 2 |
Zone exposée |
0,03 – 0,07 |
3 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 2 |
Zone de référence |
0,002 – 0,006 |
5 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 3 |
Zones exposéeA |
0,016 – 0,054 |
13 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 3 |
Zone de référenceA |
0,032 – 0,044 |
2 |
2011 |
Environnement Canada, 2014m |
Site 4 |
Zone exposéeA (champ lointain) |
Négligeable – 2,7 × 10-3 |
58 |
1996-1997 |
Ryan, 2005 |
Site 4 |
Zone de référenceA |
Négligeable – 2,4 × 10-3 |
58 |
1996-1997 |
Ryan, 2005 |
A Concentrations de bore dissous.
8.3.2.4 Extraction du charbon
L'extraction des réserves de charbon peut conduire au rejet de bore naturellement présent dans le charbon (16-217 mg B/kg) dans l'environnement (Goodarzi, 2013). Des rejets dans le milieu aquatique peuvent se produire à la suite des déversements et de suintements depuis des bassins de résidus miniers, de l'exhaure de mines, du ruissellement de l'eau de surface depuis les zones perturbées et du lessivage à partir des matériaux exposés contenant du charbon ou des haldes de stériles (BCMOE, 1978; Craw et coll., 2006; CNRC, 1981; Seierstad et coll., 1983). On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014e).
La plupart des mines de charbon au Canada sont situées en Alberta (neuf) et en Colombie-Britannique (dix). Deux régions dans ces provinces ont été choisies pour l'application de scénarios d'exposition en fonction de leur nombre de mines et de la disponibilité des études déclarant des concentrations de bore dans l'environnement : le bassin versant de la rivière Elk en Colombie-Britannique et les bassins versants des rivières McLeod et Smoky dans l'ouest de l'Alberta. Les résultats des études indiquent que, dans certains cas, les concentrations de bore étaient légèrement élevées en aval des activités minières par rapport aux zones de référence sélectionnées (Casey, 2005; Frenette, 2007). [Voir le tableau 8-6.]
Milieu et unités |
Plage de CEE |
Nombre d’échantillons (n =) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Eau (mg B/L), zone exposée |
0,004 – 0,061 |
92 |
1998-2007 |
Casey, 2005; Frenette, 2007 |
Eau (mg B/L), zone de référence |
0 – 0,017 |
64 |
1998-2007 |
Casey, 2005; Frenette, 2007 |
8.3.2.5 Extraction et traitement des sables bitumineux
Le bore est naturellement présent dans le bitume que l'on trouve dans les gisements de l'Athabasca dans le nord de l'Alberta, ainsi que dans les eaux de gisement et les roches-magasins pouvant être perturbées pendant l'extraction ou l'exploitation des gisements (Hitchon et coll., 1977; Williams et coll. 2001; Frank et coll., 2014). Des concentrations élevées de bore (0,128 - 3,7 mg B/L) ont été signalées dans les eaux de procédé des sables bitumineux découlant des activités d'exploitation minière de surface qui sont stockées dans les bassins à résidus (Frank et coll., 2014; Gupta, 2009; Holden et coll., 2013; Redfield et coll., 2004; Renault et coll., 1998; Puttaswamy et coll., 2010; Renault et coll., 2001; Van Den Heuvel et coll., 1999). Des concentrations plus élevées ont été relevées par Williams et coll. (2001) dans les eaux de procédé des sables bitumineux provenant des activités souterraines sur place (76,6 - 196 mg B/L). L'extraction et le traitement du bitume produisent de grandes quantités de coke et des concentrations élevées de bore ont été mesurées par Puttaswamy et coll. (2010) dans le lixiviat de coke (495 - 749 mg B/L). Des rejets de bore dans le milieu aquatique peuvent se produire en raison du ruissellement des eaux de surface depuis les zones d'exploitation minière et en raison du suintement depuis des bassins de résidus et des bassins de stockage des eaux de procédé des sables bitumineux (Frank et coll., 2014; Pollet et Bendell Young, 2000).
Les dépôts atmosphériques provoqués par les processus humides et secs ont également été déterminés comme une source de bore dans le sol dans la région des sables bitumineux d'Athabasca (Bari et coll., 2014). Les concentrations de bore dans les échantillons prélevés à l'aide de quatre échantillonneurs en vrac sur une période de trois mois pendant l'hiver 2012 étaient supérieures près des sites d'extraction et de traitement des sables bitumineux, avec un taux de dépôts maximum moyen quotidien de 3,6 µg/m2 par jour dans un rayon de 20 km, comparativement à un taux de dépôts de 0,4 et 0,3 µg/m2 par jour aux stations de surveillance éloignées (48 et 68 km de distance, respectivement) [Bari et coll., 2014]. Sur une période de 50 ans, ce taux de dépôts conduirait à une concentration de bore ajouté dans le sol de 0,92 mg B/kg (tableau 8-7) [Environnement Canada, 2014l]. On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014f).
Les concentrations de bore total et dissous disponibles pour de multiples stations de surveillance situées sur la rivière Athabasca et un bon nombre de ses affluents, tirées du Regional Aquatics Monitoring Program (programme RAMP) et le Plan de mise en œuvre conjoint Canada-Alberta pour la surveillance des sables bitumineux (tableau 8-7), sont généralement faibles (Plan de mise en œuvre conjoint Canada-Alberta pour la surveillance visant les sables bitumineux, 2014; programme RAMP, 2014). Le programme RAMP désigne ses stations de surveillance comme étant des stations « de référence » situées en amont des projets phares au moment de l'échantillonnage, ou comme étant des stations d'« essai » situées en aval des projets phares au moment de l'échantillonnage (programme RAMP, 2013). On peut raisonnablement considérer que les stations de référence sont représentatives des conditions « non exposées » et les stations d'essai représentatives des conditions « exposées »; toutefois, parce que l'exploitation des sables bitumineux se produit depuis de nombreuses décennies dans une vaste zone, il peut être difficile de déterminer clairement les stations naturelles (ou de référence) dans le bassin versant de la rivière Athabasca. Une concentration de bore dissous supérieure à 1 mg B/L (c.-à-d. 1,7 mg B/L) a été détectée dans un seul cas, à une station d'essai (MAR-2A) située sur la rivière MacKay pendant l'hiver 2010 (programme RAMP, 2014). La deuxième concentration de bore dissous la plus élevée mesurée à ce site est de 0,193 mg B/L (également mesurée pendant l'hiver), avec une concentration médiane (de 2009 à 2012) de 0,059 mg B/L (n = 14). Bien qu'on ne connaisse pas la cause de mesure élevée de la concentration de bore à la station MAR-2A, on peut déduire à partir du grand ensemble de données disponibles qu'elle semble être un événement isolé.
Milieu et unités |
Plage de CEE et 95e centile |
Nombre d’échantillons (n =) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Eau (mg B/L), station non exposéeA |
0,004 – 0,892 (0,167) |
392 |
1997-2012 |
Programme RAMP, 2014 |
Eau (mg B/L), station exposéeA |
0,004 – 1,72 (0,164) |
589 |
1997-2012 |
Programme RAMP, 2014 |
Eau (mg B/L)B |
0,0001 – 0,172 |
332 |
2003-2011 |
Plan de mise en œuvre conjoint Canada-Alberta pour la surveillance visant les sables bitumineux, 2014 |
Sol (mg B/kg)C |
0,92 |
- |
2012 |
Bari et coll., 2014; Environnement Canada, 2014l |
A Les concentrations de bore dissous sont présentées pour un total de 43 stations de plans d’eau « non exposées » et « exposées », d’après la classification de « référence » et d’« essai » figurant dans le programme RAMP (2013). Les concentrations au 95e centile ont été calculées pour chaque catégorie à l’aide des données regroupées pour tous les échantillons.
B Il est difficile de déterminer si les stations de surveillance renvoient aux zones exposées ou non exposées.
C Concentration de bore ajouté par rapport aux niveaux de référence dans le sol en raison des taux de dépôts globaux sur une période de 50 ans (d’après Bari et coll., 2014).
8.3.2.6 Extraction de pétrole et de gaz
Un certain nombre de précurseurs de l'acide borique sont utilisés dans le cadre des activités d'extraction de pétrole et de gaz, notamment le forage et la fracturation hydraulique. Les quantités d'un certain nombre de précurseurs d'acide borique importés au Canada par les entreprises de services dans les champs pétrolifères (qui pratiquent le forage et la fracturation hydraulique) étaient comprises entre 1 000 000 et 10 000 000 et entre 10 000 000 - 50 000 000 kg chaque année entre 2009 et 2012 (ASFC, 2013). On s'en sert généralement comme agents réticulants afin de maintenir la viscosité du liquide au fur et à mesure que la température augmente au fond du puits (FracFocus, 2014; USEPA, 2012a). Des rejets d'acide borique dans l'environnement peuvent être provoqués par le transport et l'entreposage sur place des précurseurs d'acide borique, par la préparation des boues de forage et des liquides de fracturation hydraulique, ainsi que par le stockage, le traitement et l'élimination des eaux de reflux et de l'eau produite (CAC, 2014). Les eaux de reflux sont composées des additifs chimiques qui ont été mélangés dans le liquide de fracturation et dans l'eau de formation pouvant être riche en matières solides dissoutes (CAC, 2014). L'eau produite représente l'eau piégée dans les formations souterraines ramenées à la surface avec le pétrole et le gaz (CSUR, 2014). Du bore a été mesuré dans les eaux de reflux et dans l'eau produite au Canada (0,05 - 30,6 mg B/L), en raison principalement des sources naturelles présentes dans les formations de pétrole et de gaz (Cheung et coll. 2009; MDDEP, 2010a).
Les provinces et les territoires constituent les principaux organismes de réglementation de l'exploitation et de l'extraction de pétrole et de gaz, y compris l'utilisation de produits chimiques, l'utilisation de l'eau, l'entreposage de l'eau et l'élimination des eaux usées (dont les eaux de reflux et l'eau produite). Les eaux de reflux et l'eau produite sont récupérées et stockées dans des bassins de surface dotés d'une membrane ou dans des réservoirs de stockage. Elles sont soit traitées pour être réutilisées, soit éliminées. L'élimination des eaux usées a lieu sur le site ou hors site, par injection en puits profonds d'élimination des eaux usées ou à une installation de traitement des déchets (CAC, 2014). L'option de gestion des eaux usées qui est autorisée dépend des caractéristiques géologiques du site où l'activité se déroule, ainsi que des exigences réglementaires provinciales ou territoriales.
Étant donné les activités entreprises au Canada en vue de déterminer les substances utilisées dans la fracturation hydraulique et pour surveiller les activités en cours dans d'autres administrations territoriales, et compte tenu des règlements provinciaux et territoriaux existants, ces utilisations ne seront pas étudiées davantage dans la présente évaluation pour le moment. Au fur et à mesure que les informations deviennent disponibles, des activités futures pourront être prises en compte par Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada.
8.3.2.7 Agriculture
Le bore, un microélément essentiel pour les plantes, est appliqué aux sols pour traiter les carences en éléments nutritifs et il est incorporé à certains prémélanges d'engrais afin de prévenir les carences en éléments nutritifs (Shubert, 2003; [communication personnelle de l'ACIA, 2014; référence citée]). Des précurseurs d'acide borique sont utilisés au Canada en tant que microéléments du bore dans les engrais (voir la section 5). Selon l'ASFC (2013), entre 1 000 000 et 2 400 000 kg de précurseurs d'acide borique ont été importés chaque année au Canada entre 2009 et 2012 par des entreprises dont l'activité principale qui s'intéressent principalement aux produits chimiques agricoles.
Des concentrations élevées de bore dans les eaux de surface (médiane de 3,1 mg B/L) et dans les eaux de rivières (médiane de 1,1 mg B/L) ont été observées dans l'ouest de la vallée de San Joaquin en Californie où, en raison des pratiques de gestion agricoles des eaux usées, l'eau souterraine saline peu profonde (avec des concentrations élevées de bore) est dirigée loin des champs pour assurer la productivité des cultures (Eisler, 1990; Klasing et Pilch, 1988; Ohlendorf, 2002). Les données de surveillance dans l'eau de surface au Canada près des zones d'agriculture intensive sont rares. Toutefois, des échantillons d'eau prélevés en juillet 2008 à 20 sites (notamment des fossés de drainage agricoles et des cours d'eau) dans la vallée de Creston, en Colombie-Britannique (la zone agricole la plus importante de la région centrale de Kootenay) n'ont pas permis de déceler de bore, dont on présume qu'elles sont inférieures à la limite de détection de 0,05 mg B/L (Davies, 2008).
8.3.2.8 Fabrication de pâtes et papiers
Entre 2008 et 2012, plusieurs entreprises du secteur des pâtes et papiers ont déclaré l'importation, l'achat ou l'utilisation de précurseurs d'acide borique pour leurs procédés (ASFC, 2013; Environnement Canada, 2009a, 2013a). Les quantités importées ou utilisées chaque année par un certain nombre d'entreprises entre 2008 et 2012 étaient comprises entre 0 - 100 kg et 100 000 - 1 000 000 kg de précurseurs d'acide borique (ASFC, 2013; Environnement Canada, 2009a, 2013b). Les substances sont utilisées comme agents de réduction pour blanchir la pâte de bois et les fibres recyclées (Ni et coll., 2001; Wasshausen et coll., 2006), et peuvent être utilisées dans l'autocaustification partielle à l'aide du borate (Mao et coll., 2006; Tran et coll., 1999). Puisque le bore est un élément nutritif essentiel pour les plantes, dont les arbres (Reiman et De Caritat, 1998), il est naturellement présent dans les matériaux bruts (structure de la paroi cellulaire) traités dans ce secteur. Par conséquent, des rejets de bore dans l'environnement pourraient également provenir d'usines de pâtes et papiers qui n'utilisent pas directement des précurseurs d'acide borique dans leurs procédés de fabrication, mais ces rejets devraient être faibles. Toutefois, les usines qui utilisent des substances contenant du bore devraient en rejeter des quantités plus importantes dans l'environnement, car le captage et l'élimination du bore provenant des systèmes de traitement des eaux usées sont faibles (Bryant et Pagoria, 2004). On a déterminé que les rejets dans l'eau de surface provenant des effluents terminaux des usines de pâtes et papiers étaient la source principale de bore dans l'environnement causée par ce secteur.
Les concentrations mesurées de bore dans l'eau de surface partout au Canada (obtenues dans le cadre du programme d'étude de suivi des effets sur l'environnement) pour trois usines de pâtes et papiers (Environnement Canada, 2014m) sont relativement faibles (tableau 8-8). En raison de la faiblesse des concentrations de bore dans l'environnement disponibles dans les plans d'eau récepteurs en aval des usines de traitement (zones exposées), des concentrations environnementales estimées ont aussi été calculées à l'aide des données disponibles sur les concentrations dans les effluents des usines. Des concentrations moyennes ou médianes dans les effluents ont été déterminées pour 46 usines au Canada et variaient de concentrations non détectées à 4,01 mg B/L (Environnement Canada, 2014m; Kovacs et coll., 2007; Martel et coll., 2010; MDDEP, 2010b; NCASI, 2006; UBC, 1996). Une concentration élevée de bore d'une valeur de 30,6 mg B/L signalée dans l'effluent combiné terminal d'une seule installation (NCASI, 2006) a été jugée erronée. La concentration moyenne correcte dans l'effluent pendant l'événement de surveillance de trois jours à l'installation était de 1,3 mg B/L (communication personnelle du ministère du Développement durable, de l'Environnement et de la Lutte contre le changement climatique [MDDELCC], 2014; source non citée). On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014g). Des concentrations environnementales estimées ont été établies pour ce secteur en appliquant un facteur de dilution par défaut de 10 aux concentrations moyennes ou médianes dans l'effluent déclarées à chaque installation, et en ajoutant la concentration de fond par défaut d'une valeur de 0,031 mg B/L (voir la section 8.3.2) aux concentrations dans l'effluent dilué obtenues (voir le tableau 8-8).
Étant donné que les installations qui utilisent des substances contenant du bore ne sont pas nécessairement incluses dans les données de surveillance, une modélisation de l'exposition a également été réalisée pour ce secteur. On compte environ 100 usines actives au Canada qui fabriquent des pâtes (chimique, mécanique, thermomécanique et recyclée), du papier journal, du papier pour l'impression ou l'écriture, du papier pour mouchoirs et essuie-tout ainsi que du carton. Pour rendre compte des différences dans les taux de rejet aux fins de calcul des concentrations environnementales estimées dans le milieu aquatique, ces usines ont été divisées en deux groupes : 34 usines de fabrication de papier pour mouchoirs, essuie-tout et carton et 66 usines de fabrication de pâtes, de papiers et de papier journal.
Des concentrations aquatiques estimées prudentes pour ce secteur ont été modélisées à l'aide des taux de rejet les plus élevés pour chaque groupe en fonction des concentrations de bore disponibles mesurées dans les effluents des usines. Ces concentrations mesurées ont été obtenues auprès de 25 des 100 usines en exploitation de 2001 à 2003 (NCASI, 2006) et devraient être représentatives du secteur des pâtes et papiers au Canada. Les concentrations aquatiques estimées de bore sont comprises entre 0,013 et 1,07 mg/L pour les usines de fabrication de papier pour mouchoirs, essuie-tout et carton, et entre 0,029 et 1,4 mg/L pour les usines de pâtes, papiers et papier journal. Cela correspond à des concentrations environnementales estimées allant de 0,044 à 1,10 et de 0,06 à 1,43 lorsque les concentrations de fond sont prises en compte (voir le tableau 8-8). On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
Milieu et unités |
Plage de CEE |
Nombre d’échantillons (n =) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Eau (mg B/L), station de référenceA |
0,011 – 0,05 |
11 |
2009 |
Environnement Canada, 2014m |
Eau (mg B/L), station exposéeA |
0,011 – 0,05 |
16 |
2009 |
Environnement Canada, 2014m |
Eau, en fonction de la concentration dans l’effluent (mg B/L)B |
0,031 – 0,431 |
200 |
1994-2004 |
Kovacs et coll., 2007; Martel et coll., 2010; MDDEP, 2010b; NCASI, 2006; communication personnelle du MDDELCC, 2014 (source non citée); UBC, 1996 |
Eau, modèle (mg B/L) |
0,044 – 1,43 |
- |
- |
Environnement Canada, 2014h |
A Données pour quatre installations faisant une déclaration dans le cadre du Programme d’études de suivi des effets sur l’environnement (Environnement Canada, 2014m).
B La plage de concentrations environnementales estimées est fondée sur les concentrations médianes et moyennes dans l’effluent pour 46 usines partout au Canada : une en Colombie-Britannique, une au Nouveau-Brunswick, une en Ontario et 43 au Québec. Les concentrations environnementales estimées sont produites en appliquant un facteur de dilution par défaut de 10 à la concentration moyenne ou médiane dans l’effluent et en ajoutant une concentration de fond par défaut d’une valeur de 0,031 mg B/L.
8.3.2.9 Eaux usées, rejets à l'égout, épandage de biosolides et gestion des déchets
Les systèmes de traitement des eaux dans les collectivités constituent un point d'entrée commun pour les substances vers l'eau de surface par l'intermédiaire des rejets d'effluents. Par ailleurs, l'épandage de biosolides tirés des eaux usées est un point d'entrée possible dans le sol.
Des données de surveillance empiriques sont disponibles pour un certain nombre de systèmes de traitement des eaux usées. Par exemple, des données sont recueillies dans le cadre d'un programme de surveillance du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) pour 15 installations partout au Canada de janvier 2011 à novembre 2012 (Environnement Canada, 2013c). Au total, 72 échantillons d'effluents, 18 échantillons d'effluents primaires, et 72 échantillons d'effluents terminaux ont été analysés pour mesurer le bore total. Cet élément a été détecté dans tous les échantillons à l'exception de neuf, avec des concentrations allant de moins de 0,0011 à 2.1 mg B/L dans l'influent, et de moins de 0,0011 à 1,94 mg B/L dans l'effluent terminal. Les concentrations médianes dans l'influent et dans l'effluent étaient respectivement de 0,152 et de 0,153 mg B/L. En supposant un facteur de dilution de 10, une plage de concentrations dans les eaux réceptrices de moins de 0,00011 à 0,194 mg B/L est obtenue pour les rejets à l'égout ou leur combinaison aux rejets industriels, et une plage de concentrations environnementales estimées de 0,031 à 0,225 mg B/L est obtenue lorsque l'on ajoute la concentration de fond aquatique, c.-à-d. 0,031 mg B/L (voir le tableau 8-9). L'élimination médiane du bore de l'influent à l'effluent terminal s'établissait à un pourcentage négatif de 2,2 % (c.-à-d. les concentrations dans l'effluent étaient supérieures à celles de l'influent), ce qui indique une faible élimination. La hausse de la concentration de bore dans l'effluent peut être causée par le rejet de bore lié aux matières organiques à la suite de sa dégradation lors des traitements biologiques. Il a été impossible d'expliquer un taux d'élimination maximal de 83 % observé à une installation. D'autres données sur les concentrations de bore dans les effluents d'eaux usées traitées déterminées pour d'autres emplacements au Canada entre 1978 et 2012 s'échelonnaient de moins de 0,01 à 0,7 mg B/L (Cain et Swain, 1980; ACEPU, 2001; MDDEP, 2001; Environnement Canada, 2013b; Swain et coll., 1998).
Parce que les rejets de substances contenant du bore dans les systèmes de traitement des eaux usées ne sont pas nécessairement inclus dans les données de surveillance, une modélisation de l'exposition a également été réalisée pour ce secteur. Plusieurs utilisations de substances contenant du bore pouvant entraîner des rejets à l'égout qui contribuent à une exposition cumulative au bore en milieu aquatique ont été déterminées au Canada (ASFC, 2013; Environnement Canada, 2009a, 2013b). Parmi les catégories de produits soumis à des rejets à l'égout il y a les savons et les détergents, les produits cosmétiques, les produits de soins pour les yeux et de soins personnels, les produits chimiques pour piscines et les produits vétérinaires. D'après les données sur les importations canadiennes entre 2009 et 2012 par des entreprises utilisant ces catégories de produits, et d'après les quantités annuelles aux États-Unis (aux fins de comparaison) sur les savons et les détergents, la quantité annuelle de substances utilisées dans des produits pouvant être rejetés à l'égout est estimée à environ 650 000 kg B/an (Ball et coll. 2012; ASFC, 2013). Un calcul combinant les renseignements sur les quantités de bore atteignant les systèmes de traitement des eaux usées et sur l'efficacité d'élimination des différents types de traitement des eaux usées (c.-à-d. primaire et secondaire) à leurs débits d'effluent partout au Canada ainsi que les plans d'eau récepteurs, a été utilisé pour établir des concentrations aquatiques estimées. Les concentrations aquatiques estimées pour ces produits varient de valeurs négligeables à 0,194 mg B/L, entraînant ainsi des concentrations environnementales estimées comprises entre 0,032 et 0,225 mg B/L, lorsque l'on ajoute la concentration de fond (0,031 mg B/L). Les concentrations environnementales estimées modélisées sont similaires à celles calculées à partir des concentrations mesurées dans les effluents de traitement des eaux usées. On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
Le bore a également été détecté dans la plupart des échantillons (64 sur 81) de boues primaires, de boues secondaires et de biosolides recueillis dans le cadre des activités de surveillance du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada, 2013c). Les concentrations dans les boues primaires, les boues secondaires et les biosolides variaient de moins de 0,03 à moins de 76 mg/kg ps (valeur médiane de moins de 0,05 mg/kg ps), de moins de 0,002 à 16,4 mg/kg ps (valeur médiane de 6,03 mg/kg ps), et de 0,03 à 445 mg/kg ps (valeur médiane de 14,1 mg/kg ps), respectivement (Environnement Canada, 2013c). Il a été impossible d'expliquer la concentration maximale de 445 mg/kg. Les biosolides issus des systèmes de traitement des eaux usées sont envoyés dans les sites d'enfouissement, incinérés ou répandus sur les terres agricoles. L'équation ci-dessous a servi à estimer l'apport de bore dans les sols dans le cadre de l'épandage de biosolides contenant du bore.
CEEajouté = concentration de bore dans les biosolides × taux d'épandange x nombre d'années ÷ profondeur de melange × densité du sol
Pour simuler un scénario de la pire éventualité, un taux d'application maximum de 8 300 kg poids sec par hectare (ps/ha) et par an (en se fondant sur la limite réglementaire provinciale existante la plus élevée; Environnement Canada, 2006), une profondeur de la couche de mélange de 0,2 m (profondeur du labourage, ECHA, 2012) et une densité de sol de 1 200 kg/m3 ont été utilisés (Williams, 1999), ainsi que les concentrations les plus élevées de bore mesurées dans les biosolides non incinérés (37,6 mg/kg ps), produits par des usines de traitement des eaux usées au Canada. Une période de dix années consécutives a été choisie pour représenter la durée d'accumulation (ECHA, 2012). La concentration cumulative de bore dans le sol à la fin de cette période est établie à 1,3 mg/kg poids sec. Cette valeur de CEEajouté est fondée sur l'hypothèse que le bore ne sera pas entraîné par lixiviation ou ne s'écoulera pas; il ne sera pas non plus absorbé par les plantes ou éliminé par le biais de la récolte. Il s'agit donc d'une valeur prudente étant donné la forte hydrosolubilité de l'acide borique.
L'acide borique contenu dans les produits, les articles manufacturés ou d'autres matériaux (p. ex., sols contaminés) qui sont éliminés dans les sites d'enfouissement peut être lessivé et finir dans le lixiviat des sites d'enfouissement. Des données de surveillance ont été recueillies à 13 des plus grands sites d'enfouissement du Canada entre 2008 et 2013 dans le cadre du programme de surveillance du Plan de gestion des produits chimiques. Des concentrations de bore total et dissous ont été mesurées dans le lixiviat avant et après le traitement (si elles étaient disponibles). Avant le traitement, les concentrations de bore total dans le lixiviat étaient comprises entre 0,001 et 42,1 mg B/L (valeur médiane de 3,8 mg B/L; n = 109) [Conestoga-Rovers et Associates, 2015]. Cinq des treize sites d'enfouissement traitent leur lixiviat sur place avant de l'acheminer vers un système de traitement des eaux usées ou de le rejeter dans l'environnement. Pour ces sites d'enfouissement, les concentrations de bore total dans le lixiviat après le traitement s'échelonnaient de 3,1 à 34,9 mg B/L (valeur médiane de 15,3 mg B/L; n = 25). Les taux d'élimination étaient généralement faibles (11,3 %) et, dans quelques cas, la concentration de bore dans le lixiviat était plus importante après le traitement (Conestoga-Rovers et Associates, 2015).
Dans le cas des sites d'enfouissement qui envoient leur lixiviat (traité ou non) vers un système de traitement des eaux usées, la dilution du lixiviat dans l'influent de ce système et la dilution de l'effluent du système dans le cours d'eau récepteur devraient abaisser les concentrations de bore en dessous des niveaux préoccupants (concentration estimée sans effet) pour les écosystèmes aquatiques. Trois sites d'enfouissement, toutefois, rejettent leur lixiviat (traité ou non) dans l'environnement, les terres humides, un marais filtrant ou directement dans une rivière. Les concentrations de bore total mesurées dans le lixiviat (après traitement, si elles sont disponibles) de 2008 à 2011 variaient de 0,8 à 5 mg B/L (n = 6), de 3,1 à 6,1 mg B/L (n = 6) et de 3,8 à 6,2 mg B/L (n = 3). L'utilisation d'un facteur de dilution de 10 et l'ajout d'une concentration de fond de 0,031 mg B/L ont permis d'établir des concentrations environnementales estimées d'entre 0,11 et 0,65 mg B/L pour les trois sites.
Milieu et unités |
Plage de CEE |
Nombre d’échantillons (n =) |
Période d’échantillonnage |
Référence |
Eaux, découlant des concentrations dans les effluents d’eaux usées traitées (mg B/L)A |
0,031 – 0,225 |
- |
1978-2012 |
Environnement Canada, 2013c |
Eau, concentration modélisée pour les rejets à l’égout (mg B/L) |
0,032 – 0,225 |
- |
- |
Environnement Canada, 2014h |
Eaux, découlant des concentrations dans le lixiviat des sites d’enfouissement (mg B/L)A |
0,11 – 0,65 |
15 |
2008-2011 |
Conestoga-Rovers et Associates, 2015 |
Sol (mg B/kg ps), découlant de l’épandage de biosolides |
1,3 |
- |
2009 |
Environnement Canada, 2013c |
A En supposant un facteur de dilution par défaut de 10 une fois dans l’environnement récepteur.
8.3.2.10 Secteur du caoutchouc
Entre 2009 et 2012, moins de quatre entreprises canadiennes de fabrication de caoutchouc ont annuellement importé entre 10 000 - 100 000 et 100 000 - 1 000 000 kg de précurseurs d'acide borique (ASFC, 2013), qui sont généralement utilisés comme ignifuges dans les produits en caoutchouc (Ball et coll., 2012). On s'attend à ce secteur rejette de l'acide borique dans le milieu aquatique : les installations rejettent de l'acide borique dans leurs effluents directement dans l'environnement récepteur (déverseurs directs) ou de façon indirecte par les systèmes de traitement des eaux usées (déverseurs indirects).
Des concentrations aquatiques prévues ont été calculées pour les déverseurs directs et indirects, en supposant que la quantité maximale annuelle d'acide borique importé au Canada pour ce secteur est utilisée à une seule installation. Les concentrations aquatiques estimées variaient de valeurs négligeables (0,038 mg B/L pour les déverseurs indirects) à une fourchette comprise entre 0,03 et 0,29 mg B/L pour les déverseurs directs. Cela conduit à des concentrations environnementales estimées allant de 0,032 à 0,26 mg B/L pour les déverseurs indirects après l'ajout de la concentration naturelle de fond (0,031 mg B/L) et de la plage de concentrations (7,7 × 10-4 - 0,194 mg B/L) découlant des rejets à l'égout, ainsi qu'à des concentrations environnementales estimées de 0,06 à 0,32 mg B/L pour les déverseurs directs avec l'ajout de la concentration naturelle de fond uniquement (0,031 mg B/L). On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
8.3.2.11 Traitement des surfaces
Des précurseurs d'acide borique sont importés au Canada et y sont utilisés par les installations de traitement des surfaces (électroplacage) [ASFC, 2013; Environnement Canada, 2009a, 2013b], pour nettoyer la surface du substrat avant le placage et en tant que tampon dans les solutions de placage. L'acide borique sert également à d'autres fins, comme favoriser les dépôts de placage et réduire la formation d'une pellicule passive (Tsuru et coll., 2002).
D'après les rapports, la plus grande quantité connue utilisée annuellement de précurseurs d'acide borique par une installation d'électroplacage au Canada se situe dans la fourchette de 10 000 à 100 000 kg par an (Environnement Canada, 2013b). La limite supérieure de 100 000 kg/an a été utilisée pour estimer la plus grande quantité utilisée à une seule installation rejetant ses eaux usées traitées dans le système hors site de traitement des eaux usées d'une municipalité, ce qui conduit à une concentration aquatique estimée de 0,095 mg B/L. Lorsque l'on tient compte des sources de rejets à l'égout et de la concentration de fond par défaut, on obtient une fourchette de concentrations environnementales estimées prudentes dans le milieu aquatique comprise entre 0,13 et 0,32 mg B/L pour ce secteur. On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
8.3.2.12 Fabrication d'isolant en fibre de verre
De grandes quantités de précurseurs d'acide borique (1 000 000 - 10 000 000 à 10 000 000 - 50 000 000 kg) ont, chaque année, été importées, utilisées ou achetées par les fabricants d'isolants en fibres de verre au Canada de 2008 à 2012 (ASFC, 2013; Environnement Canada, 2014n). Les substances sont utilisées en tant que fondant pour réduire les températures de fusion du mélange vitrifiable (Borax, 2014a), accroître la résistance mécanique et l'aptitude au tréfilage (Woods, 1994), conférer une décompressibilité (Etimine, 2014) et accroître les qualités isolantes du produit (Borax, 2014a).
Des répercussions sur la végétation en raison des émissions atmosphériques des précurseurs d'acide borique ont été observées à proximité des fabriques de fibres de verre au Canada et en Norvège (Temple et Linzon, 1976; Temple et coll., 1978; Eriksson et coll., 1981). Des symptômes propres à la toxicité du bore observés sur les feuillus peuvent inclure la chlorose et des lésions nécrotiques intercostales foncées des feuilles (Eriksson et coll., 1981; Temple et coll., 1978). Les émissions découlant du procédé de fusion du verre peuvent être sous forme particulaire (oxydes de bore) ou gazeuse (en tant qu'acide borique) [USEPA, 1995; NPI, 1998], et jusqu'à 15 % du bore ajouté peut se volatiliser pendant le procédé de fabrication (Wallenberger, 2010). Les émissions ont conduit à une augmentation des concentrations de bore dans le sol (concentration de bore hydrosoluble de 14,8 mg/L) et dans le feuillage (concentration maximale de bore dans le feuillage de 989 ppm) à la station de surveillance la plus proche (150 m) de l'installation canadienne (Temple et coll., 1978). L'absorption de bore s'est produite par l'absorption directe du bore sous forme gazeuse ou particulaire dans le feuillage et par l'absorption du bore soluble résiduel dans le sol (Temple et coll., 1978). Les précurseurs d'acide borique ont été éliminés du procédé de fabrication dans l'installation canadienne en 1973, ce qui a permis de mettre un terme aux émissions des précurseurs d'acide borique pour cette installation en particulier (Temple et coll., 1978).
Il a été démontré que les émissions des précurseurs de l'acide borique et leur absorption nuisaient à la végétation; ainsi un scénario d'exposition prudent a été établi pour estimer les augmentations de la concentration de bore dans le sol liées aux émissions atmosphériques et au dépôt de bore qui en résultent dans le sol qui provient des sites de fabrication de fibre de verre actuellement exploités (les effets associés à l'absorption directe des précurseurs de l'acide borique dans le feuillage n'ont pas pu être modélisés et ne sont pas inclus dans cette analyse). Un scénario de la pire éventualité a été élaboré pour une grande installation canadienne à l'aide des taux d'émissions prudents et du programme AERMOD, conduisant ainsi à une CEEajouté à l'état stable dans le sol de 1,3 mg B/kg, d'après un rejet continu pendant 100 ans (Environnement Canada, 2014l). On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
De plus, des concentrations élevées de bore (bore total jusqu'à 114 mg B/kg et de bore soluble dans l'eau chaude jusqu'à 26,4 mg B/kg) ont été observées dans les échantillons de sol prélevés sur la propriété d'une installation utilisant du borax (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2012). On a émis l'hypothèse que ces concentrations élevées fussent liées à la présence de piles de verre broyé (calcin) entreposées à l'extérieur sur la propriété ou aux rejets à partir d'un quai de chargement utilisé pour recevoir les matières premières, y compris du borax (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2012). On pense toutefois que les concentrations élevées dans le sol observées sur le site sont confinées dans les limites de la propriété.
8.3.2.13 Scénarios génériques
L'acide borique est utilisé à d'autres fins que celles déjà abordées. Selon l'ASFC (2013), ces autres utilisations peuvent être divisées, de façon générale, en petits et grands utilisateurs industriels. La catégorie des grands utilisateurs industriels comprend deux principaux secteurs dont la quantité d'importation cumulative annuelle dépasse le million de kilogrammes de précurseurs d'acide borique : fabrication de produits agricoles et de produits de construction (isolant en fibre de verre, isolant cellulosique, produits du bois d'ingénierie et fabrication de placoplâtre). L'acide borique et d'autres précurseurs sont utilisés comme ignifuges dans les isolants cellulosiques et les produits du bois d'ingénierie (Borax, 2014a; Lea, 2000; Levan et Tran, 1990). L'acide borique est ajouté pendant la fabrication du placoplâtre pour améliorer les procédés de fabrication, accroître la résistance et renforcer la résistance au feu (Borax, 2014b). Les fonctions des précurseurs de l'acide borique en agriculture et dans la fabrication d'isolants en fibre de verre sont présentées dans les sections 8.3.2.7 et 8.3.2.12, respectivement. La catégorie des petits utilisateurs industriels comprend diverses utilisations dont chacune entraîne une quantité d'importation annuelle bien en deça du million de kilogrammes (on n'a pas établi de concentrations environnementales estimées pour ces utilisations, mais elles devraient être inférieures à celles des grands utilisateurs).
Au total, 53 installations ont été définies à partir des données d'importation obtenues auprès de l'ASFC (ASFC, 2013) et recueillies par l'intermédiaire des soumissions pour la mise à jour de la LIS (Environnement Canada, 2009a) pour la catégorie des grands utilisateurs. Les installations sont ensuite divisées en trois groupes de quantité :
- Groupe I (21 installations) : entre 1 000 et 100 000 kg/an par installation
- Groupe II (28 installations) : entre 100 000 et 1 000 000 kg/an par installation
- Groupe III (4 installations) : entre 1 000 000 et 10 000 000 kg/an par installation
Des concentrations aquatiques estimées prudentes ont été calculées pour les rejets indirects dans l'environnement occasionnés par ces activités de fabrication, en combinant le rejet quotidien de bore d'après la quantité d'utilisation maximale des précurseurs d'acide borique sélectionnée pour chaque groupe, avec des volumes d'eau de dilution quotidiens. Les concentrations aquatiques estimées calculées étaient comprises entre 0,12 × 10-3 et 0,5 mg B/L, ce qui conduit à des concentrations environnementales estimées variant de 0,032 à 0,725 mg B/L lorsque l'on ajoute les concentrations de fond et les sources de rejets à l'égout. On trouvera pus de détails dans le rapport d'Environnement Canada (2014h).
8.4 Caractérisation des risques pour l’environnement
La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable a consisté à examiner la documentation scientifique et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE. Des éléments de preuve considéraient l’inclusion des résultats issus d’analyses d’un quotient de risque des scénarios d’exposition clés, ainsi que les renseignements sur le devenir, la persistance, la bioaccumulation, la toxicité et les sources potentielles de rejets d’acide borique dans l’environnement canadien. Cette section présente tout d’abord les résultats des analyses du quotient de risque pour les scénarios d’exposition basés sur les diverses activités anthropiques pouvant représenter d’importantes sources de rejets d’acide borique dans l’environnement. Les concentrations environnementales estimées dans le milieu aquatique sont fondées sur les mesures de bore dans l’eau ou ont été modélisées à partir d’hypothèses prudentes. Les CEEajouté dans le sol ont été estimées en modélisant la concentration de bore ajouté dans le sol en raison de la déposition de bore sur le sol par les émissions atmosphériques ou du dépôt par l’épandage de biosolides.
8.4.1 Analyse des quotients de risque
Les analyses des quotients de risque, qui intègrent des concentrations de bore mesurées ainsi que des estimations réalistes de la pire éventualité ou prudentes concernant l’exposition avec des informations sur la toxicité,ont été réalisées pour le milieu aquatique et, dans certains cas, le milieu terrestre, afin de déterminer le potentiel d’effets nocifs de l’acide borique sur l’environnement au Canada. Les scénarios d’exposition présentés dans la section 8.3.2 ont permis d’établir des concentrations environnementales estimées négligeables allant de valeurs négligeables à 20,1 mg B/L dans le milieu aquatique et une CEEajouté de 0,322 à 1,3 mg B/kg dans le sol. Des concentrations estimées sans effets ont été calculées pour le milieu aquatique (1,5 mg B/L) et une valeur de CESEajouté a été calculée pour le milieu terrestre (6,08 mg B/kg). (Voir les sections 8.2.1 et 8.2.3.) Les quotients des risques obtenus (concentration environnementale estimée et concentration estimée sans effet) fondés sur les fourchettes de concentrations environnementales estimées sont généralement inférieurs à 1, bien qu’on observe des dépassements dans le milieu aquatique pour le secteur des mines de métaux et pour le secteur de l’extraction et du traitement des sables bitumineux (tableau 8.10). Un site du secteur des mines de métaux présente des quotients des risques compris entre 9,7 et 13,4, ce qui indique que le risque associé aux rejets aquatiques d’acide borique est possible à cet emplacement. Étant donné qu’on peut raisonnablement considérer que la valeur de la concentration environnementale estimée de la fourchette supérieure du secteur de l’extraction et du traitement des sables bitumineux de 1,72 mg B/L constitue une donnée aberrante (voir la section 8.3.2.5), la valeur de la concentration estimée sans effet au 95e centile a été utilisée aux fins de comparaison à la valeur de concentration estimée sans effet, permettant ainsi d’obtenir un quotient de risque de 0,11. Bien que la limite supérieure des quotients de risque pour le secteur des pâtes et papiers soit de près de 1 (0,95), ils sont fondés sur des hypothèses prudentes concernant les rejets de bore et se limitent à un site uniquement, le prochain quotient de risque le plus élevé étant de 0,69. En peaufinant le scénario d’exposition du secteur des pâtes et papiers, des estimations plus basses pour les quotients de risque peuvent être établies, bien que cela ne soit pas jugé nécessaire pour le moment.
Secteur |
Milieu |
CESE dans l’eau (mg B/L); CESEajouté dans le sol (mg B/kg) |
Plage de CEEA dans l’eau (mg B/L); CEEajouté dans le sol (mg B/kg) |
Fourchette de quotients de risque |
Production d’énergie électrique |
eau |
1,5 |
0,786 – 1,0 |
0,52 – 0,67 |
Production d’énergie électrique |
sol |
6,08 |
0,322 |
0,053 |
Mines de métaux |
eau |
1,5 |
négligeable – 20,1 |
0 – 13,4 |
Fusion et affinage |
eau |
1,5 |
négligeable – 1,17 |
0 – 0,78 |
Extraction du charbon |
eau |
1,5 |
0,004 – 0,061 |
0 – 0,04 |
Extraction et traitement des sables bitumineux |
eau |
1,5 |
0,0001 – 1,7; 0,16B |
0 – 1,13; 0,11C |
Extraction et traitement des sables bitumineux |
sol |
6,08 |
0,92 |
0,15 |
Agriculture |
eau |
1,5 |
< 0,05 |
0 |
Pâtes et papiers |
eau |
1,5 |
0,011 – 1,43 |
0,007 – 0,95 |
Eaux usées et rejets à l’égout |
eau |
1,5 |
0,031 – 0,225 |
0,02 – 0,15 |
Gestion des déchets (lixiviat des sites d’enfouissement) |
eau |
1,5 |
0,11 – 0,65 |
0,07 – 0,43 |
Épandage de biosolides |
sol |
6,08 |
1,3 |
0,21 |
Secteur du caoutchouc |
eau |
1,5 |
0,032 – 0,32 |
0,02 – 0,21 |
Électroplacage |
eau |
1,5 |
0,125 – 0,32 |
0,08 – 0,21 |
Fabrication de fibre de verre |
sol |
6,08 |
1,3 |
0,21 |
Scénarios génériques |
eau |
1,5 |
0,032 – 0,725 |
0,02 – 0,48 |
A D’après les concentrations de bore dissous lorsqu’elles sont disponibles.
B Concentration environnementale estimée fondée sur une concentration de bore dissous au 95e centile calculée pour les stations d’« essai » (n = 590) échantillonnées dans le cadre du programme RAMP (2014), où une valeur de concentration unique de bore dissous de 1,7 mg B/L au-dessus de la concentration estimée sans effet a été mesurée.
C Le quotient de risque a été calculé à l’aide d’une concentration environnementale estimée fondée sur une concentration de bore dissous au 95e centile calculée pour les stations d’« essai ».
8.4.2 Examen des éléments probants et conclusion
La présente évaluation préalable inclut toutes les substances pouvant se dissoudre, se dissocier ou se dégrader pour rejeter de l’acide borique par l’intermédiaire de voies de transformation variées qui peuvent contribuer à l’exposition combinée des récepteurs écologiques à l’acide borique (précurseurs d’acide borique). Les sources d’acide borique comprennent des activités pour lesquelles les précurseurs de l’acide borique sont utilisés (y compris 14 substances contenant du bore qui répondaient aux critères de catégorisation) et qui peuvent libérer de l’acide borique, ainsi que la fabrication fortuite et les concentrations d’acide borique naturelles de fond et dans l’air ambiant. Des efforts ont été réalisés tout au long de cette évaluation écologique pour se concentrer sur toutes les sources de bore et lier les paramètres d’évaluation et les scénarios d’exposition aux activités industrielles s’y rapportant dans la mesure du possible. Les données sur la fabrication, l’importation et l’utilisation de substances spécifiques ont été utilisées, dans la mesure du possible, pour modéliser les rejets afin d’établir les concentrations environnementales estimées. En outre, d’autres sources anthropiques fortuites d’acide borique dans l’environnement ont été systématiquement incluses à l’aide d’analyses sectorielles et des données de surveillance pour établir les concentrations environnementales estimées.
Une fois qu’il est rejeté dans l’environnement, on s’attend à ce que l’acide borique soit persistant, notamment dans l’eau, le sol et les sédiments. Il a été démontré que l’acide borique présentait une toxicité faible à modérée pour les organismes aquatiques et terrestres sensibles. Le potentiel de bioaccumulation de l’acide borique est faible chez la plupart des organismes et ne conduit généralement pas à des niveaux dangereux pour les espèces sensibles à des concentrations corporelles supérieures à celles qui leur sont nécessaires.
La présente évaluation de l’acide borique et de ses précurseurs s’est penchée sur les expositions découlant d’une grande variété de sources couvrant de multiples substances qui pourraient contribuer aux charges d’acide borique dans l’environnement. D’une manière générale, les données indiquent que les rejets anthropiques d’acide borique, que ce soit par l’importation et les utilisations inférées de l’acide borique et de ses précurseurs ou en raison des rejets fortuits provoqués par un certain nombre d’activités industrielles, ne devraient pas entraîner de concentrations d’acide borique supérieures aux seuils de concentrations entraînant des effets dans l’environnement canadien (eau et sol) pour la plupart des secteurs d’activités. Toutefois, on a trouvé un lieu ou une zone préoccupante pour les organismes aquatiques, associé à une mine métallifère, avec des quotients de risque élevés compris entre 9,7 et 13,4 pour ce site (une installation de concentration). Ainsi, des activités similaires effectuées par des installations du secteur des mines de métaux peuvent mener à des concentrations d’acide borique préoccupantes dans le milieu aquatique.
Compte tenu de tous les éléments de preuve ci-dessus, l'acide borique, ses sels et ses précurseurs présentent un risque d'effets nocifs sur les organismes, mais pas sur l'intégrité globale de l'environnement. Nous proposons donc de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs répondent aux critères énoncés à l'alinéa 64a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, nous proposons de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.
8.4.3 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement
L’acide borique est une substance dont les propriétés écotoxicologiques sont bien caractérisées. Il a été déterminé que les recommandations pour la qualité de l’eau du Conseil canadien des ministres de l’Environnement publiées en 2009 représentaient adéquatement la concentration estimée sans effet en milieu aquatique pour l’acide borique, car un examen de la documentation a permis de conclure qu’aucune étude publiée depuis cette période n’a présenté d’éléments de preuve indiquant une plus grande toxicité. Les données concernant les effets sur les organismes vivant dans les sédiments comportent des incertitudes. Des difficultés expérimentales ont été constatées quant à l’atteinte et au maintien des niveaux d’exposition dans les sédiments, car l’acide borique a tendance à se répartir de nouveau dans la phase aqueuse. D’après les valeurs de concentration sans effet observé pour les essais menés avec de l’eau enrichie qui sont bien plus importantes que la concentration estimée sans effet en milieu aquatique, on a jugé que la concentration estimée sans effet en milieu aquatique protégeait les organismes vivant dans les sédiments exposés aux concentrations d’acide borique dans l’eau interstitielle. En raison du faible partage de l’acide borique ajouté dans le sol, de l’absence d’effets liés au vieillissement dans le sol et de la faible biodisponibilité du bore dans le sol naturel, une approche de risque ajouté a été utilisée pour calculer une CESEajouté dans le sol. L’approche de risque ajouté suppose que seule la portion anthropique ajoutée d’acide borique contribue aux risques et ignore donc la contribution possible de la concentration naturelle de fond aux effets toxiques. La contribution de la concentration naturelle de fond aux effets toxiques devrait être faible; malgré cela, des hypothèses prudentes (p. ex., aucune perte par ruissellement, lixiviation ou absorption par les plantes) ont été utilisées lors de l’établissement de la CEEajoutémodélisée dans le sol à titre de précaution. Un riche ensemble de données composé d’études de grande qualité sur la toxicité chronique dans le sol pour 23 espèces, y compris de nombreuses espèces boréales présentes au Canada, a été utilisé pour calculer la CESEajoutédans le sol à partir de la distribution de la sensibilité des espèces. L’ensemble de données répondait aux exigences en matière de couverture des espèces proposées par les directives nationales (CCME) et internationales (MERAG). Les incertitudes dans les données sur les effets écologiques ne devraient pas être importantes.
En raison de l’utilisation répandue dans la plupart des secteurs, y compris la fabrication fortuite par de nombreux secteurs, des incertitudes ont été notées dans le volet sur l’exposition de l’évaluation des risques écologiques. Des scénarios d’exposition ont été établis pour les principaux secteurs qui utilisent les précurseurs d’acide borique ou qui jouent un rôle dans leur fabrication fortuite. De nombreux secteurs ont été déterminés en fonction de la quantité de substances utilisées ou d’après les concentrations élevées déterminées dans les données de surveillance disponibles, étant donné que ces variables étaient plus susceptibles d’être directement liées aux rejets dans l’environnement. Cette approche comporte des incertitudes toutefois, à l’aide d’un scénario générique très prudent, on a pu calculer des concentrations environnementales estimées pour les utilisations restantes.
Des données d’importation fournies par l’ASFC ont été utilisées pour compléter les résultats issus des soumissions pour la mise à jour de la LIS et la participation volontaire des intervenants, afin de caractériser les secteurs utilisant la plus grande quantité de précurseurs d’acide borique. Les importateurs ont été associés à un secteur en formulant des hypothèses sur leur activité principale d’après des renseignements accessibles au public, ou en la mettant en corrélation avec les soumissions pour la mise à jour de la LIS ou la participation volontaire de parties intéressées. D’autres incertitudes découlent du fait que les données de l’ASFC sont organisées selon des codes SH, qui, dans plusieurs cas, décrivent des groupes de substances (p. ex., borates métalliques). Ainsi, dans certains cas, une quantité d’importation associée à un code SH pourrait comprendre des quantités inconnues de plusieurs substances différentes. Pour traiter ces incertitudes, et parce que les quantités ont nécessité une conversion en équivalents de bore aux fins de comparaison aux concentrations estimées sans effet calculées, une hypothèse prudente a été formulée selon laquelle les quantités d’importation associées à un code SH seraient traitées comme étant de l’acide borique. Parmi les principales substances commerciales contenant du bore (p. ex., pentahydrate de borax, décahydrate de borax), c’est l’acide borique qui comporte le plus bore (17,5 %), la plupart des précurseurs de l’acide borique ayant une teneur de bore en deçà de cette valeur.
Des calculs des concentrations environnementales estimées pour les secteurs utilisant des précurseurs d’acide borique ont été réalisés en adoptant l’hypothèse que les utilisateurs des différents secteurs ne rejettent pas la substance dans la même installation de traitement des eaux usées ou dans le même plan d’eau de surface. Si les valeurs modélisées de concentration environnementale estimée maximale en milieu aquatique étaient ajoutées pour plusieurs secteurs, la concentration estimée sans effet combiné qui en découlerait pourrait dépasser la concentration estimée sans effet en milieu aquatique. Toutefois, d’après les données de l’ASFC (qui contiennent des adresses), la participation volontaire des parties intéressées et les résultats issus des déclarations pour la mise à jour de la LIS, on peut conclure que ce type de « rejet combiné » n’entraînerait pas de risque écologique pour le moment. Certaines incertitudes demeurent, avec le potentiel de relocalisation des utilisateurs ou d’introduction de nouveaux utilisateurs qui conduirait à des rejets combinés. Toutefois, sur le plan probabiliste, il semble rare que de multiples utilisateurs atteignent tous le potentiel maximal de distribution de l’exposition au même moment et au même endroit. En outre, les calculs de l’exposition étaient prudents.
Une concentration mesurée dans l’environnement à un emplacement du secteur de l’extraction et du traitement des sables bitumineux dépassait la concentration estimée sans effet en milieu aquatique. On a raisonnablement présumé que la valeur représentait des données statistiques aberrantes, car les valeurs au 95e centile ou médianes se sont révélées bien inférieures à la concentration estimée sans effet en milieu aquatique. Ce n’était le cas que pour un seul secteur, et il a été estimé que la donnée aberrante n’était pas assez importante pour modifier la conclusion écologique. Toutefois, les concentrations dans l’environnement devraient continuer d’être mesurées et analysées pour ce secteur afin de s’assurer que les valeurs de concentration élevées sont réellement des valeurs aberrantes et qu’elles le restent.
D'une manière générale, les incertitudes dans la caractérisation de l'exposition peuvent être plus importantes que pour la caractérisation des effets dans le cadre de l'évaluation des risques écologiques. Néanmoins, en se fondant sur la modération grâce à un certain nombre d'hypothèses prudentes, les conséquences sur la conclusion sont minimes.
9. Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine
9.1 Évaluation des effets sur la santé
L’acide borique, ses sels et ses précurseurs sont considérés comme équivalents du point de vue toxicologique. Ainsi, les doses des études effectuées avec de l’acide borique, ses sels ou ses précurseurs ont été normalisées en équivalents de bore. Étant donné que les effets sur la santé de l’acide borique ont déjà été étudiés par l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada (Santé Canada, 2012), la portée de cette section se limite à une revue des études sur des humains qui ne furent pas incluses par l’Agence dans sa réévaluation axée sur les applications pesticides de l’acide borique et de ses sels.
Santé Canada (2012) a récemment établi une valeur limite de la dose de référence (BMDL) de 2,90 mg B/kg p.c. par jour, qui a été calculé à partir de deux études de toxicité sur les chiens. Cette valeur limite de la dose de référence a été fondée sur les changements dans la masse des testicules avec des indications histologiques de toxicité. D'autres évaluations (OMS, 2003, 2009; USEPA, 2004; ATSDR, 2010; EFSA, 2013) reposent sur une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 9,6 mg B/kg p.c. par jour fondée sur une toxicité pour le développement observée dans le cadre d'une étude sur des rats (consulter l'annexe H).
9.1.1 Classification internationale
L’Union européenne (Commission européenne, 2008) a classé un certain nombre de précurseurs d’acide borique parmi les substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1. En outre, le monohydrate et le tétrahydrate de perborate de sodium ont été définis comme provoquant « un risque de lésions oculaires graves » et les tétraborates de sodium ont été classés dans la catégorie des irritants pour les yeux aux termes de la directive 67/548/EEC de la Commission européenne (Commission européenne, 2009).
9.1.2 Toxicocinétique de l’acide borique
L’acide borique et les borates ont été facilement et presque tous absorbés par les humains et les rats à la suite d’une ingestion orale, comme l’indiquent les changements dans les concentrations de bore dans l’urine, le sang et les tissus. Plus de 90 % de la dose administrée oralement à des volontaires humains a été excrétée dans l’urine en 96 heures (Schou et coll., 1984; Jansen et coll., 1984a). Chez les rats, 95 % et 4 % de la dose administrée ont été respectivement récupérés dans l’urine et les matières fécales, dans les 24 heures suivant l’exposition (Vanderpool et coll., 1994). Un taux d’absorption par inhalation de 100 % a été appliqué par l’Agency for Toxic Substances and Disease Registry (2010) et l’Autriche (2008a) à titre d’hypothèse de la pire éventualité dans le cadre de l’évaluation du risque des composés du bore.
Draize et Kelley (1959), Nielsen (1970), Stüttgen et coll. (1982) et l’UE (2007a) ont démontré que les borates pouvaient pénétrer dans la peau abîmée ou abrasée. Wester et coll. (1998a) publié sur l’absorption percutanée in vivo des précurseurs de l’acide borique. Les volontaires (huit par groupe) ont reçu une dose (non-occlusive) d’acide borique (5 %), de borax (5 %) ou de décahydrate de disodium tétraborate (10 %) dans une solution aqueuse. Les chercheurs ont collecté l’urine avant (du premier au quatrième jour) et après (jusqu’au dix-septième jour) le traitement. Au cours des cinquième et douzième jours, la substance chimique d’essai a été appliquée sur le dos des sujets; au douzième jour d’exposition, un traitement préalable au laurylsulfate de sodium a été appliqué pour imiter la peau potentiellement irritée. La substance chimique est restée sur la peau pendant 24 heures, puis éliminée par rinçage. Le taux d’absorption cutanée a été calculé d’après la comparaison de la dose appliquée aux teneurs en détectées dans les échantillons d’urine de 24 heures qui ont été prélevés quotidiennement pendant 17 jours. Les pertes de substances chimiques sur les vêtements extérieurs et la literie n’ont pas été corrigées dans les résultats publiés par l’étude. Wester et coll. (1998a) ont signalé un pourcentage moyen absorbé (écart-type) de 0,226 % (± 0,125), de 0,210 % (± 0,194) et de 0,122 % (± 0,108) respectivement pour l’acide borique, le borax et l’octaborate de disodium. D’après la quantité de la substance chimique récupérée par l’intermédiaire des rinçages de la peau, l’absorption cutanée moyenne corrigée variait d’environ 2 à 4 % pour les trois groupes et les deux doses étudiées.
Outre l’absorption in vivo, Wester et coll. (1998b) ont étudié l’absorption percutanée in vitro de l’acide borique (0,05 - 5 %), du borax (5 %) et de l’octaborate de disodium tétrahydrate (10 %) par la peau humaine. L’étude a révélé des valeurs de coefficient de perméabilité (Kp) comprises entre 1,4 × 10-6 et 5,0 × 10-4 centimètres par heure (cm/h).
Ces études ont été prises en compte par le comité scientifique pour la sécurité des consommateurs de la Commission européenne (CSSC, 2010a, 2010b) et Santé Canada (2012) pour estimer la pénétration cutanée ou établir des valeurs d’absorption cutanée par défaut. Le comité scientifique pour la sécurité des consommateurs a calculé une absorption cutanée de 0,5 % d’après Wester et coll. (1998a), une valeur supérieure de deux écarts-types à l’absorption de 0,226 % déclarée pour l’acide borique. Santé Canada (2012a), en raison des limites dans les études, dont une faible récupération du bilan de masse, a utilisé une absorption cutanée de 50 %. Pour tenir compte des limites des études susmentionnées, dans la présente l’évaluation, l’absorption cutanée est estimée à l’aide d’une fourchette de valeurs, soit 0,5 % pour la limite inférieure et 10 % pour la limite supérieure. En outre, l’évaluation actuelle utilise la valeur de Kpdéclarée la plus élevée (5,0 × 10-4 cm/h), tirée de Wester et coll. (1998b) pour estimer l’exposition dans les scénarios comportant une dose infinie (p. ex., nager dans une piscine). En l’absence d’études adéquates permettant de quantifier l’absorption par la peau éraflée, nous avons considéré que l’absorption par la peau éraflée ou abrasée était de 100 % dans le cadre de la présente évaluation.
Culver et coll. (1993, 1994), Jansen et coll. (1984a, 1984b), Treinen et Chapin (1991), et Ku et coll. (1991) ont démontré que l’absorption du bore était rapide et uniforme dans l’ensemble des tissus mous du corps, mais qu’il s’accumulait légèrement dans les os (deux à trois fois plus que dans les tissus mous) chez les rats de laboratoire et les travailleurs exposés professionnellement. Les études indiquent que l’acide borique démontre une forte affinité avec les groupes cis-hydroxyle (cet effet est réversible et dépend de la concentration) [OMS, 1998], ce qui peut expliquer les concentrations plus élevées d’acide borique dans les os (UE, 2007a).
On n’observe pas de métabolisation de l’acide borique chez les animaux et les humains en raison du niveau d’énergie élevé requis (523 kilojoules par mole [kJ/mol]) pour briser le lien entre le bore et l’oxygène (Emsley, 1989). D’autres borates inorganiques sont convertis en acide borique à un pH physiologique dans la couche aqueuse située sur les surfaces muqueuses avant l’absorption.
Chez les humains, les rats et les lapins, le bore est principalement excrété dans l'urine sous une forme ionisée, quelle que soit la voie d'administration, avec une perte de 2 à 5 % seulement dans les matières fécales (Jansen et coll., 1984b; Usuda et coll., 1998; Draize et Kelley, 1959). Une réabsorption du bore à partir des tubules des reins est possible à de faibles doses chez les humains (Murray et Schlekat, 2004). La demi-vie d'élimination a été estimée à environ une heure pour les souris et à moins de 12 heures pour les rats (Farr et Konikowski, 1963; Ku et coll., 1991, 1993a, 1993b). À la dose élevée, la clairance urinaire du bore était légèrement supérieure chez les rates gravides par rapport à celles qui ne l'étaient pas (US Borax, 2000; Vaziri et coll., 2001). Litovitz et coll., (1988) ont trouvé que la demi-vie moyenne de l'acide borique dans le plasma était de 13,4 heures (pour une plage de 4,0 à 27,8 heures) chez les humains qui avaient été accidentellement exposés à l'acide borique. De même, les femmes enceintes éliminent plus efficacement le bore que celles qui ne le sont pas (1,02 ± 0,55 par rapport à 0,80 ± 0,31 mL/min/kg p.c., respectivement), ce qui concorde avec les mesures élevées de la fonction rénale chez les femmes enceintes (Pahl et coll., 2001). Des données indiquent que le bore peut traverser le placenta (Grella et coll., 1976; Harari et coll., 2012).
9.1.3 Toxicité aiguë, irritation et sensibilisation
Les symptômes de toxicité orale aiguë habituellement observés chez les humains sont la dépression, l’ataxie, les convulsions et le décès. Les symptômes d’irritation des yeux et des voies respiratoires ont été fréquemment observés chez les travailleurs exposés à la poussière de bore (acide borique, borax ou oxyde de bore) [Garabrant et coll., 1984; Wegman et coll., 1991, 1994; Cain et coll., 2004, 2008].
9.1.4 Études épidémiologiques sur les humains et rapports de cas
9.1.4.1 Études épidémiologiques
À l’instar de l’opinion formulée par le Comité d’évaluation des risques de l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2014), l’évaluation actuelle a déterminé que la qualité des études épidémiologiques disponibles n’était pas suffisante pour sélectionner des points de départ pour l’évaluation des risques. Les études présentent des lacunes, notamment des échantillons restreints, une prise en compte limitée des facteurs de confusion et une évaluation limitée des paramètres de santé. Des indications de toxicité ont été relevées dans de nombreuses études sur les animaux, sous la forme de changements histopathologiques dans les testicules; des études semblables ne sont pas disponibles concernant les sujets humains. Bien que la série d’études sur les humains démontre une toxicité moins manifeste que les études sur les animaux, elles ont été effectuées à des niveaux d’exposition plus faibles et ne diminuent donc pas la confiance à l’égard de la base de données sur les animaux. Ainsi, les limites dans ces études nous empêchent des le employer pour quantifier les risques.
Dans plusieurs études où le bore a été administré à des volontaires humains, des suggestions ont été formulées quant à un effet bénéfique sur la rétention du calcium, sur la masse maigre et sur les niveaux de testostérone libre (Naghii et coll., 2011, Hasbahceci et coll. 2013; Nielsen et coll., 1987). Toutefois, dans certaines études, des doses aussi faibles que 3 mg par jour (qui devraient correspondre à 43 µg/kg p.c. par jour pour un poids corporel présumé de 70 kg) ont provoqué des changements dans la tension artérielle et dans la forme du complexe QRS d’après les lectures d’électrocardiogramme (Hunt et coll. 1997). D’autres auteurs ont signalé une augmentation des symptômes de ménopause (bouffées de chaleur et sueurs nocturnes) chez les femmes ayant reçu 2,5 mg de bore par jour (les concentrations de bore dans le plasma ont été élevées à une moyenne de 0,053 µg/mL à partir de la concentration témoin de 0,034 µg/mL) [Nielsen et Penland, 1999].
Dans les études sur les travailleurs, plusieurs auteurs ont indiqué une absence d’effets toxicologiques découlant des fortes expositions au bore. Toutefois, certains ont déterminé diverses conséquences sur la santé, notamment des avortements, des difficultés de conception et une modification du rapport mâles/femelles de la progéniture. Bien que la base de données générale soit insuffisante pour déterminer des points de départ aux fins de caractérisation des risques, comme nous l’avons mentionné ci-dessous, il existe des indications potentielles d’effets nocifs sur la santé découlant des fortes expositions au bore.
L’historique de la reproduction, dont l’infertilité (surtout), la proportion homme/femme chez la progéniture, les déficiences congénitales, les avortements spontanés, la mortalité prénatale et les troubles du développement, ont été étudiés par l’intermédiaire d’entrevues ou d’un questionnaire parmi les travailleurs des industries du bore aux États-Unis, en Turquie et en Chine (examiné par Scialli et coll., 2010). Une étude par Whorton et coll. (1994a, 1994b) effectuée sur 542 travailleurs mariés de l’industrie du bore et vivant à Boron, en Californie, a révélé que le nombre de naissances vivantes chez les femmes de ces travailleurs était beaucoup plus élevé que le taux de natalité normalisé des États-Unis après avoir corrigé les facteurs de confusion (529 par rapport à 466,6, p < 0,01). Toutefois, les travailleurs de l’industrie du bore ont donné naissance à un nombre plus élevé, et quasi significatif du point de vue statistique, de filles par rapport aux garçons, soit 52,7 % chez ces travailleurs contre une moyenne nationale de 48,8 %. Comme nous le mentionnons plus bas, des changements dans le rapport mâle/femelle de la progéniture sont les observations les plus courantes dans les études chez l’humain, mais nous n’en connaissons pas l’importance toxicologique.
Dans une étude sur les travailleuses exposées au bore (Whorton et coll., 1992, cité dans le système IRIS de l’USEPA IRIS, 2004, aucun détail disponible), une diminution du taux de naissance a été relevée chez 68 participantes (34,5 naissances prévues, 32 bébés nés). Même si la diminution n’était pas significative, l’Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 2004) a signalé que cela peut être révélateur d’une déficience dans le taux de natalité. Une autre étude réalisées par Swan et coll. (1995) sur 904 travailleurs des industries des semi-conducteurs a démontré que le risque d’avortement spontané augmentait parmi les sous-groupes soumis à une faible exposition au bore au travail par rapport aux autres travailleuses qui n’y avait pas été exposées. Plusieurs études ont été réalisées par Sayli et ses collègues sur des populations exposées au bore en Turquie afin d’étudier la corrélation entre l’exposition au bore et la diminution de la fertilité des sous-populations vivant dans des régions soumises à des concentrations de bore variées dans l’environnement; on n’a constaté aucune différence importante dans les taux d’infertilité déclarés chez les résidents vivant dans différentes régions (2,34 % dans les régions fortement exposées au bore par rapport à 2,62 % dans les régions faiblement exposées) [Sayli, 1998], mais le rapport de masculinité (homme/femme) à la naissance dans les régions très exposées au bore a été déclaré comme étant plus faible par rapport aux régions situées loin de la région fortement exposée (0,995 contre 1,37). Le rapport de masculinité de la progéniture en faveur des femmes a également été déterminé dans une étude de suivi réalisée par Sayli et coll. (1998). Dans le cadre de l’enquête de Sayli, une étude effectuée par Tüccar et coll. (1998) n’a pas révélé de différences importantes dans le taux d’avortements spontanés ou le taux de mortinatalité parmi les sous-groupes des régions à forte ou faible exposition. De même, Sayli (2001, 2003), Sayli et coll. (2003) et Cöl et coll. (2000) n’ont pas indiqué de grande différence dans le taux d’infertilité ou dans les antécédents de reproduction entre les travailleurs de l’industrie du bore et ceux qui n’y sont pas professionnellement exposés en Turquie. Toutefois, une enquête semblable menée chez les femmes de 945 travailleurs exposés au bore et les femmes de 249 travailleurs témoins d’une usine de bore à Liaoning, en Chine (Liu et coll., 2005a) a révélé que les prévalences des avortements spontanés (5,74 % chez les travailleurs contre 3,30 % chez les témoins, p inférieur(e) à 0,05) et des grossesses tardives (5,07 % contre 3,07 %, négligeable) parmi les femmes des travailleurs de l’industrie du bore, étaient toutes plus élevées que celles des groupes témoins locaux, après avoir ajusté les facteurs de confusion potentiels. Le rapport de masculinité à la naissance parmi les travailleurs était légèrement plus bas que celui des témoins et que les rapports provinciaux et nationaux (1,09, 1,18, 1,12 et 1,16, respectivement). Dans une autre étude effectuée au même site d’exploitation minière en Chine, bien qu’elle ne soit pas significative sur le plan statistique, on a observé un retard plus important dans les grossesses chez les femmes de 936 travailleurs du secteur du bore par rapport à 251 témoins (9,42 % chez les travailleurs et 4,62 % chez les témoins; Chang et coll. 2006). Le nombre de fausses couches s’est révélé plus élevé parmi les travailleuses de l’industrie du bore (7,71 % contre 4,92 %), tandis que le rapport de masculinité était plus faible chez les travailleuses de l’industrie du bore (52,45 % chez la progéniture homme parmi les travailleurs du secteur du bore contre 54,35 % parmi les témoins). L’exposition quotidienne au bore a été estimée entre 0,06 et 51,07 mg chez les travailleurs de l’industrie du bore et entre 0,005 et 0,016 mg chez les groupes de comparaison dans le cadre de cette étude, d’après la limite d’exposition en milieu de travail par inhalation. Un rapport de masculinité à la naissance légèrement plus faible, mais négligeable sur le plan statistique, a également été signalé chez la progéniture des hommes habitant le nord de la France où la teneur en bore de l’eau potable était d’environ 0,30 mg B/L par rapport aux hommes provenant d’une zone dont l’exposition au bore est plutôt faible (Yazbeck et coll., 2005).
Malgré les limites des méthodes générales et les différences dans la prise en compte du style de vie et des influences sociales et culturelles dans les études épidémiologiques abordées ci-dessus, le rapport de masculinité à la naissance modifié (en faveur des femmes) a été observé dans plusieurs études parmi les groupes fortement exposés au bore. Bien que le mécanisme par lequel l’exposition au bore peut changer le rapport de masculinité n’ait pas encore été établi, des études chez les humains et les animaux examinées par Terrell et coll. (2011) concernant plusieurs substances toxiques pour la reproduction, notamment le bore, ont démontré une association entre la réduction du nombre de bébés de sexe masculin et l’exposition à certaines substances chimiques.
Le lien entre l’exposition au bore et les paramètres associés au sperme, comme le nombre de spermatozoïdes, la motilité et la morphologie des spermatozoïdes, l’intégrité de l’ADN du sperme et le rapport des spermatozoïdes porteurs des chromosomes X et Y, a été étudié dans diverses études parmi les travailleurs du secteur du bore en Russie, en Turquie et en Chine. Les résultats d’une étude russe précoce ont démontré une réduction du nombre de spermatozoïdes, de la motilité des spermatozoïdes et de la teneur élevée en fructose du liquide séminal chez 6 des 28 travailleurs de l’industrie du bore exposés à une concentration de 22 à 80 mg/m3 de vapeur de borax et de borax en aérosol par inhalation pendant plus de dix ans; toutefois, le nombre de grossesses chez leur femme ne s’est pas modifié (Tarasenko et coll. 1972). La qualité du sperme et les niveaux d’hormones dans le sang ont été davantage étudiés chez 102 travailleurs de l’industrie du bore et 102 témoins à Bandirma, en Turquie, par Duydu et coll. (2011) et Basaran et coll. (2012). On n’a pas constaté de différences importantes dans les niveaux d’hormones dans le sang (FSH, LH ou testostérone) ou dans les paramètres associés aux spermatozoïdes entre les groupes fortement et faiblement exposés au bore (P > 0,05). En outre, l’intégrité de l’ADN des spermatozoïdes, comme l’indique l’intensité de la queue parmi les groupes, n’était pas différente sur le plan statistique (P supérieur(e) à 0,05) pour les essais de Comet en conditions alcalines ou neutres (Duydu et coll., 2012). L’exposition quotidienne au bore la plus élevée dans l’air, l’eau et les aliments a été estimée comme étant la moyenne de 14,45 ± 6,57 mg par jour (fourchette de 3,32 à 35,62) chez les travailleurs de l’industrie du bore. Toutefois, l’apport quotidien de bore calculé à partir d’une analyse du bore dans l’urine dans une étude semblable en Turquie a été déclaré à 1,4 et à 6,5 mg de bore par jour respectivement chez les groupes de référence et les groupes exposés (Korkmaz et coll., 2011). Une étude sur les paramètres associés aux spermatozoïdes a également été effectuée dans le nord du Chili, dans des collectivités dont la teneur en bore de l’eau potable est élevée. Espinoza-Navarro et coll. (2010) ont découvert que la mortalité des spermatozoïdes parmi 102 jeunes résidents masculins en bonne santé était faible, mais que la qualité du sperme de seulement 38,3 % des participants était suffisante pour répondre aux critères de l’Organisation mondiale de la Santé (OMS 1999).
Une étude par Liaoning (Chine) par Liu et coll. (2005b) a démontré que la viabilité et la motilité des spermatozoïdes, la vitesse du trajet et la vitesse progressive chez 60 travailleurs du secteur du bore étaient bien inférieures à celles de neuf témoins, même après avoir ajusté les facteurs de confusion. L’apport quotidien moyen du bore (aliments, eau ± poussière atmosphérique) a été estimé à 19,79 mg par jour (équivalent à 0,28 mg B/kg p.c./jour) chez les travailleurs de l’industrie du bore et à 1,53 mg par jour pour les témoins. Néanmoins, on n’a pas déterminé d’effets semblables sur la santé chez des cohortes beaucoup plus nombreuses dans le cadre d’études ultérieures effectuées par le même auteur (Liu et coll., 2006a, 2006b). L’historique de la reproduction et de la qualité des spermatozoïdes d’une cohorte provenant de la même région en Chine a de nouveau été étudié par Robbins et coll., (2010) et Robbins (2008). Le seul effet noté était un rapport plus faible des spermatozoïdes porteurs des chromosomes Y et X chez les travailleurs de l’industrie du bore par rapport aux hommes qui ne travaillent pas dans cette industrie. Toutefois, les corrélations entre les mesures de bore biologique et les rapports de spermatozoïdes porteurs des chromosomes Y et X au sein des groupes n’étaient pas significatives sur le plan statistique (Robbins et coll., 2010). L’exposition quotidienne totale au bore a été estimée à (moyenne ± écart-type) 41,2 ± 37,4, 4,3 ± 3,1 et 2,3 ± 3,0 mg respectivement chez les travailleurs du bore, les témoins communautaires et les témoins des régions éloignées (Robbins et coll., 2008). L’estimation de l’apport quotidien de bore la plus élevée calculée à partir de ces études était de 41,2 mg/jour (équivalent à 0,6 mg B/kg p.c./jour).
L’exposition au bore par inhalation chez les humains est principalement limitée au milieu professionnel. Une étude transversale des effets respiratoires a été réalisée par Ury (1966) chez les travailleurs à l’usine de borax en Californie, et les résultats ont montré que, parmi les 629 hommes ayant subi une exposition professionnelle de plus d’un an à la poussière de borate de sodium anhydre, 82 ont présenté des signes d’effets respiratoires. L’exposition professionnelle à l’oxyde de bore ou à l’acide borique par inhalation a également provoqué une irritation oculaire, une sécheresse de la bouche, du nez ou de la gorge, un mal de gorge et une toux productive.
9.1.4.2 Essentialité chez les humains
Nous manquons de preuves pour établir une fonction biologique claire pour le bore chez les humains (IOM, 2001). L’utilisation du bore en tant que supplément alimentaire n’a pas été validée par le Food and Nutrition Board de l’Institute of Medicine des États-Unis (ATSDR, 2010); l’Autorité européenne de sécurité des aliments a conclu qu’aucune relation de cause à effet n’a été établie entre la consommation de bore et l’entretien des os normaux ou des articulations, l’entretien de la fonction thyroïdienne normale ou la contribution à la fonction cognitive normale (EFSA, 2011a, 2011b). Par ailleurs, il n’a pas été établi que le bore constituait un élément nutritif essentiel pour les humains ni qu’il présentait une fonction biochimique chez la plupart des espèces animales étudiées ou chez les humains (EFSA, 2004).
9.1.4.3 Rapports de cas
Des rapports de cas antérieurs indiquent que le décès de nouveau-nés survient dans les cinq jours suivant l’ingestion de moins de 3 g d’acide borique (Young, 1949, cité dans le rapport de Santé Canada, 2012). Les convulsions et les crises épileptiques induites par le bore ont été associées aux nourrissons qui ont été exposés de façon accidentelle à un mélange de miel et de borax dans leur alimentation à une dose comprise entre 429 et 1 287 mg par jour pendant quatre à dix semaines, ou à 125 mg de borax sur une période de trois mois (O’Sullivan et Taylor, 1983; Gordon et coll., 1973). Une application cutanée répétée de poudre pour bébés contenant de l’acide borique a entraîné des lésions cutanées, des crises d’épilepsie et des troubles gastro-intestinaux dans les cas d’intoxication chez les nourrissons (Goldbloom et Goldbloom, 1953). On a pu observer une dermatite, une alopécie et une indigestion chez les patients recevant 5 mg B/kg p.c./jour ou plus (la voie d’administration n’est pas claire) lorsque le bore était utilisé pour le traitement chronique de l’épilepsie (sur plus de deux ans). Lorsque la dose était réduite à 2,5 mg B/kg p.c. par jour, les signes de toxicité et les symptômes disparaissaient (Culver et Hubbard, 1996).
9.2 Évaluation de l’exposition
Given that boric acid is a naturally occurring substance and is ubiquitous in environmental media, it is present in food, drinking water, air, soil and dust. Boric acid is also a common ingredient in a wide range of products used by Canadians. All of these sources contribute to total daily exposure. As noted previously, measurements of boric acid in environmental media, products and humans in this assessment are expressed in terms of total boron, and exposure estimates are expressed as mass of boron per mass of body weight (bw).
9.2.1 Milieux naturels, aliments et eau potable
9.2.1.1 Air
Les concentrations de bore dans l’air ambiant sont mesurées moins fréquemment que les autres éléments inorganiques. Au Canada, Santé Canada a réalisé des études qui ont indiqué la présence de concentrations de bore total dans les matières particulaires recueillies dans des échantillons d’air intérieur ou extérieur, et échantillons individuels. Plus particulièrement, les concentrations atmosphériques de bore sont disponibles pour Windsor (Ontario), Halifax (Nouvelle-Écosse) ainsi que Calgary et Edmonton (Alberta). Les concentrations médianes de bore mesurées dans les échantillons de matières particulaires fines pris à l’intérieur et à l’extérieur (PM1) recueillis à Edmonton, Calgary et Halifax, étaient inférieures à 5 nanogrammes par mètre cube (ng/m3) [n = 262] (Santé Canada, 2013a, 2013b, 2013c). Les concentrations médianes et au 95e centile dans les échantillons de grosses particules (PM10) mesurés à Windsor en 2005 et 2006 étaient de 5,3 et de 17,6 ng/m3 dans les échantillons personnels, de 5,3 et de 21,0 ng/m3 dans les échantillons intérieurs et de 12,1 et de 34,3 ng/m3 dans les échantillons extérieurs, respectivement (Rasmussen et coll., 2013). Dans l’ensemble, les concentrations de bore mesurées dans les matières particulaires des zones résidentielles sont faibles (dans la fourchette des nanogrammes par mètre cube).
9.2.1.2 Sol et poussière
Il existe plus de 200 minéraux contenant de l’oxyde de bore, les quatre plus importants étant le borax, la kernite, la colemanite et l’ulexite (USGS, 2013). Les concentrations les plus élevées de bore se trouvent dans les sédiments et les roches sédimentaires, plus précisément dans les sédiments marins riches en argile (Moss et Nagpal, 2003). Le bore est naturellement rejeté dans le sol par la pluie, la météorisation des minéraux contenant du bore, la désorption à partir des argiles et la décomposition de la matière organique contenant du bore (ATSDR, 2010). La plupart des composés de bore sont transformés en borates dans le sol en raison de la présence d’humidité; les borates ne se dégradent pas davantage dans le sol (ATSDR, 2010). Le bore est un élément nutritif essentiel pour la croissance des plantes et il est absorbé par les plantes sous forme d’acide borique (Penny, 2004). La rétention du bore dans le sol dépend de la concentration de bore dans la solution du sol, du pH du sol, de la texture, des matières organiques, de la capacité d’échange cationique, du type d’argile et du revêtement minéral sur l’argile. Les sources anthropiques de bore dans le sol comprennent l’application d’engrais contenant du bore, l’application de cendres volantes, d’eaux usées ou de biosolides aux fins d’amendement du sol, l’utilisation d’eaux usées aux fins d’irrigation, ainsi que l’« élimination » terrestre des déchets industriels contenant du bore (ATSDR, 2010). Il existe un nombre limité de données caractérisant la concentration de bore dans le sol au Canada. Les concentrations déclarées de bore total dans le sol mesurées dans les zones résidentielles, agricoles et industrielles varient de 1 à 90 mg/kg (BCMOE, 2005; Agriculture et Agroalimentaire Canada, 2013; gouvernement du Nouveau-Brunswick, 2005; Penny, 2004; Jacques Whitford AXYS, 2008). La concentration moyenne de bore dans le sol aux États-Unis est de 33 mg/kg, avec une variation de moins de 20 jusqu’à 300 mg/kg (USGS, 1984). Ces données sont présentées plus en détail à la section 8.3.1.2.
Des concentrations de bore bioaccessible représentatives à l'échelle nationale et mesurées dans les foyers canadiens étaient disponibles par l'intermédiaire de l'Enquête sur la poussière domestique au Canada (Rasmussen et coll., 2013). D'après cette enquête, les concentrations de bore bioaccessible (mesurées dans des fluides stomacaux simulés) étaient comprises entre 7 et 2 091 mg/kg, avec une concentration médiane de 65,3 mg/kg (n = 1 025) [Rasmussen et coll. 2013]. Les sources de bore dans la poussière domestique incluent l'acide borique dans les matériaux de construction (p.ex., bois, isolant cellulosique), les produits contenant du bore (p. ex., produits de nettoyage, pesticides) et le sol apporté depuis l'extérieur.
9.2.1.3 Aliments et eau potable
La source la plus courante d’exposition quotidienne pour les Canadiens est l’ingestion du bore présent dans les aliments. Le bore est un microélément essentiel pour la croissance des plantes, ce qui signifie que le bore pénètre dans la chaîne alimentaire par leur intermédiaire. D’après les recherches, dans le tractus intestinal, on estime qu’une bonne partie du bore ingéré est converti en acide borique (lequel constitue le produit final normal résultant de l’hydrolyse de la plupart des composés du bore) et qu’il est disponible aux fins d’absorption (Hunt et coll., 1997, 2004; Hunt, 2006). La teneur en bore naturel dans les aliments varie considérablement et dépend de divers facteurs, notamment la concentration de bore dans le sol sous-jacent, les propriétés du sol et les besoins des plantes. On sait peu de choses sur la spéciation ou la biodisponibilité du bore dans les aliments naturels (Hunt et coll., 2004). Les apports anthropiques de bore dans la chaîne alimentaire incluent les apports intentionnels découlant de l’utilisation d’engrais contenant du bore et les apports non intentionnels découlant des emballages alimentaires (dans les adhésifs, le papier et le carton). Les sources industrielles ponctuelles (p. ex., lixiviation) et le lessivage des terres cultivées peuvent également être une source de bore dans la chaîne alimentaire.
Le bore total a été mesuré dans plus de 30 000 échantillons alimentaires prélevés dans le cadre de divers programmes de surveillance réalisés par l’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA), notamment le Programme national de surveillance des résidus chimiques (2008-2009 et 2009-2010), le Projet sur les aliments destinés aux enfants (2008-2009 et 2010-2011) et le Plan d’action pour assurer la sécurité des produits alimentaires (2009-2013). (Comme le décrit le rapport de 2014 de l’Agence canadienne d’inspection des aliments). Les concentrations moyennes de bore total les plus élevées dans les aliments, tels qu’ils sont achetés, étaient décelées dans les produits de pâtisserie à 25 µg/g, les beurres de noix à 16 µg/g, les fines herbes et les épices à 14 µg/g, les boissons à 12 µg/g, les beurres de graines (tournesol et tahini) à 10 µg/g, ainsi que dans les protéines végétales à 10 µg/g. Les fruits et les légumes avaient des concentrations moyennes respectives de 3 et 4 µg/g, tandis que les graines, les produits laitiers et la viande avaient tous des concentrations moyennes plus faibles, soient : 1,5, 0,2 et 0,06 µg/g, (ACIA, 2014). Le bore est présent dans le lait maternel; une concentration moyenne de 30 µg/L de bore total a été mesurée dans le lait maternel de dix mères à Terre-Neuve (Hunt et coll., 2004).
Au Canada, le bore total est couramment mesuré à des installations de traitement de l’eau ainsi que dans les réseaux de distribution de l’eau potable. Des données sur la concentration de bore total ont été obtenues à Terre-Neuve-et-Labrador, au Nouveau-Brunswick, au Québec, en Ontario, au Manitoba, en Saskatchewan et au Yukon (courriel de 2013 du Bureau de la qualité de l’eau et de l’air de Santé Canada au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée). Les concentrations typiques de bore total variaient de moins de 5 à 150 µg/L. Sur plus de 30 000 échantillons déclarés, deux dépassaient la recommandation pour la qualité de l’eau potable de Santé Canada de 5 000 µg/L. Les concentrations de bore total dans l’eau de puits peuvent être plus importantes et plus variables que celles dans les eaux de surface, en raison du lessivage naturel des roches (Santé Canada, 1990). Les concentrations de bore dans l’eau souterraine (et donc dans l’eau de puits) sont généralement plus élevées dans les régions dont le substratum rocheux est sédimentaire (comme dans les Praires).
La Direction des aliments de Santé Canada a obtenu des estimations probabilistes de l’apport alimentaire pour l’ensemble de la population en utilisant les concentrations de bore total dans les produits alimentaires consignées entre 2009 et 2013 et les données provinciales sur l’eau potable. Les estimations de la consommation ont été fondées sur les données du cycle 2.2 de l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes sur la nutrition (Statistique Canada, 2004), y compris la consommation d’eau potable. Dans la mesure du possible, nous avons intégré des concentrations moyennes de bores dans les eaux importées et canadiennes trouvées par l’Agence canadienne d’inspection des aliments. Dans le cas de l’eau potable, nous avons ajusté les distributions log-normal aux données de concentration de chaque province et avons générées de façon aléatoire les données de concentration à partir de distributions log-normal avec les estimations des paramètres pour la province correspondante (Terre-Neuve-et-Labrador, Nouveau-Brunswick, Québec, Ontario, Manitoba, Saskatchewan, Yukon).
Les apports alimentaires médians (aliments et eau potable) variaient entre 20,4 et 91,7 µg B/kg p.c. par jour, et les apports au 95e centile allaient de 41,5 à 182,6 µg B/kg p.c. par jour (Tableau 9-1). Les apports alimentaires les plus élevés ont été observés chez les enfants âgés de 1 à 3 ans, tandis que les apports alimentaires les plus faibles ont été constatés chez les hommes âgés de 71 ans et plus. Les fruits (p. ex., pommes), les jus de fruit et les légumes (p. ex., carottes, tomates) contribuaient le plus aux apports alimentaires, et représentaient entre 41 et 62 % de l’apport alimentaire en fonction du groupe d’âge. L’eau potable (du robinet et en bouteille) représentait entre 3 et 16 % de l’apport alimentaire. L’absorption pour les nourrissons allaités (âgés de moins de six mois) est estimée à 3,0 µg B/kg p.c. par jour. D’une part, la concentration de bore dans certaines catégories d’aliments est très élevée (p. ex., pour les ingrédients de pâtisserie et les beurres de noix), mais d’autre part, ce sont les fruits et les légumes qui contribuent le plus à l’exposition alimentaire à cause de leur forte consommation.
Ces apports alimentaires estimés chez les Canadiens sont semblables aux estimations précédentes produites par Clarke et Gibson (1988) d'après l'analyse du bore dans les diètes composites quotidiennes de 22 femmes préménopausées. Les estimations, bien que légèrement plus élevées, sont semblables aux apports alimentaires estimés aux États-Unis, d'après le Continuing Survey of Food Intakes by Individuals de 1994 à 1996 (Rainey et coll., 2002; IOM, 2001), et aux apports au Royaume-Uni d'après l'Étude sur l'alimentation totale de 1994 du Royaume-Uni UK (Ysart et coll., 1999). Les fruits, les boissons, les légumes et les céréales contribuaient le plus à l'absorption de bore aux États-Unis (Rainey et coll., 2002).
Groupe âge-sexe |
Médiane µg/kg p.c./j (IC à 95 %*) |
95e centile µg/kg p.c./j (IC à 95 %*) |
M/F : 6 mois –1 an |
50,9 (44,6; 63,0) |
82,6 (68,7; 119,5) |
M/F : 1 – 3 ans |
91,7 (89,0; 94,8) |
182,6 (173,3; 198,3) |
M/F : 4 – 8 ans |
63,6 (62,3; 65,2) |
121,7 (116,2; 129,2) |
M : 9 – 13 ans |
37,8 (36,7; 39,1) |
77,2 (72,9; 87,4) |
F : 9 – 13 ans |
36,2 (35,0; 37,5) |
70,5 (65,9; 80,5) |
M : 14 – 18 ans |
26,2 (25,4; 27,1) |
53,2 (49,8; 59,1) |
F : 14 – 18 ans |
25,4 (24,6; 26,2) |
52,0 (48,5; 58,0) |
M : 19 – 30 ans |
23,0 (22,1; 24,2) |
45,0 (41,2; 53,5) |
F : 19 – 30 ans |
24,7 (23,8; 25,9) |
48,6 (44,7; 54,6) |
M : 31 – 50 ans |
20,8 (20,0; 21,7) |
43,3 (39,6; 51,1) |
F : 31 – 50 ans |
23,4 (22,6; 24,3) |
51,2 (48,0; 59,7) |
M : 51 – 70 ans |
21,1 (20,5; 21,8) |
43,7 (40,9; 49,0) |
F : 51 – 70 ans |
23,2 (22,5; 23,8) |
47,4 (44,4; 52,8) |
M : 71 ans et plus |
20,4 (19,7; 21,4) |
41,5 (38,8; 50,2) |
F : 71 ans et plus |
22,1 (21,4; 23,0) |
45,1 (42,4; 52,4) |
* Intervalle de confiance de 95 % (inférieur, supérieur).
a La plupart des aliments échantillonnés et analysés par l’Agence canadienne d’inspection des aliments avaient des pourcentages élevés d’échantillons positifs (80 %), c’est-à-dire que les échantillons mesurés étaient supérieurs au seuil de quantification. Les aliments pour lesquels il y a avait peu d’échantillons positifs étaient généralement les viandes et les œufs. Aucune valeur n’a été incluse s’il n’y avait pas de détection; seuls les échantillons positifs ont été inclus dans l’estimation de l’exposition présentée dans les estimations déterministes de l’exposition au bore dans les aliments. Certains aliments pour lesquels l’Agence canadienne d’inspection des aliments n’avait pas de données, mais qui ont été déclarés dans le profil toxicologique de l’ATSDR pour le bore, ont été inclus dans les estimations de l’exposition. Les concentrations dans les poissons n’ont pas été incluses dans les rapports de l’Agence canadienne d’inspection des aliments ou de l’ATSDR, mais des données ont été trouvées dans le document d’appui relatif aux effets sur la santé de l’Environmental Protection Agency pour le bore publié en 2008 qui indique la valeur médiane pour dix échantillons de poisson. Pour chacune des 500 itérations et chaque aliment cité dans le rappel de l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes, les concentrations de bore ont été choisies aléatoirement à partir de la liste de mise en correspondance des valeurs testées. Les absorptions ont été résumées pour chaque personne et chaque rappel. La répartition des absorptions habituelles pour chaque groupe d’absorption alimentaire de référence réparti par âge et par sexe, et chaque répartition des absorptions ont été calculées à l’aide du logiciel SIDE (Software for Intake Distribution Estimation) créé par le Department of Statistics and Center for Agricultural and Rural Development de l’Univerisé d’état d’Iowa. Dans la mesure du possible, les poids corporels mesurés ont été utilisés; autrement, des poids corporels autodéclarés ont été utilisés pour les absorptions ajustées par poids corporel. Pour les bébés âgés de moins de deux ans, les poids corporels issus de la National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) des États-Unis ont été utilisés. En raison du caractère peu fiable des estimations relatives au groupe d’âge de 0 à 6 mois, on a considéré qu’elles ne pouvaient être publiées, conformément aux exigences de Statistique Canada en matière de publication d’analyses statistiques utilisant des données de consommation de l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes. Les poids corporels ont été mesurés ou auto-déclarés. Des estimations ont été produites par la Direction des aliments de Santé Canada.
9.2.1.4 Estimations d’absorption à partir des milieux naturels, des aliments et de l’eau potable
Nous avons calculé les estimations moyennes d’absorption à partir des milieux naturels, des aliments et de l’eau potable pour la population canadienne en utilisant les concentrations de bore total mesurées dans les aliments, l’eau potable, l’air, le sol et la poussière (présenté dans l’annexe D). D’après ces estimations, l’apport quotidien moyen de bore par les membres du grand public varie de 3 à 92 µg B/kg p.c. par jour. Parmi ces dernières, le bore naturellement présent dans les fruits, les légumes et, dans une moindre mesure, l’eau potable constitue la principale source de l’apport quotidien total pour le grand public. Les fruits et les légumes représentent environ 40 à 60 % de l’apport alimentaire, tandis que l’eau potable représente entre 3 et 16 %. L’air, le sol et la poussière sont des sources négligeables.
9.2.2 Produits
D’après un examen des fiches signalétiques, de la base de données américaine Household Products Database, de GoodGuide, des déclarations aux termes du Règlement sur les cosmétiques, de la base de données sur les produits de santé naturels homologués et des données liées aux concentrations de bore dans le matériel d’art, d’artisanat ou récréatif, l’acide borique est présent dans des milliers de produits accessibles à la population canadienne. Plusieurs études ciblées démontrent une augmentation des concentrations de bore dans le sang après avoir utilisé des produits contenant de l’acide borique ou des précurseurs de l’acide borique (Wallace et coll., 2002; Nielsen et Penland, 1999; Hunt et coll., 1997; Green et Ferrando, 1994; Edwall et coll., 1979).
Les Canadiens peuvent être directement exposés au bore s’ils utilisent des produits contenant de l’acide borique dont les adhésifs et les matériaux d’étanchéité, le matériel d’art et d’artisanat, les produits de nettoyage, les produits cosmétiques, les engrais, les produits de santé naturels, les peintures et les revêtements, les produits pour piscines et spas, les trousses scientifiques éducatives, les textiles et jouets (HPD, 1993-; GoodGuide, 2014; courriel de 2012 de Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada [source non citée]; courriel de 2013 du Bureau d’évaluation des risques de Santé Canada au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes [source non citée]; courriel de 2013 de la Direction des aliments de Santé Canada [source non citée]; KEMI, 2014). D’autres utilisations, y compris l’usage du bore en tant que produit ignifuge dans les matériaux de construction, les isolants cellulosiques et en fibre de verre, les matelas en coton, le bois d’ingénierie et le placoplâtre (RPA, 2008; Ball et coll., 2012), devraient entraîner une exposition directe du grand public par la poussière domestique et l’air intérieur en raison de l’utilisation ou de la présence de produits dans les foyers. D’autres utilisations, telles que le bore dans le verre et dans la céramique (CEH, 2011), peuvent entraîner une exposition négligeable à l’acide borique.
Des milliers de produits sur le marché contiennent de l'acide borique et, par conséquent, pour les besoins de la présente évaluation préalable, l'exposition directe à l'acide borique a été quantifiée pour cinq catégories de produits qui contribuent fortement à l'exposition ou qui sont fréquemment utilisés. Ces catégories comprennent le matériel d'art et d'artisanat et les jouets, les produits de nettoyage, les produits cosmétiques, les produits de santé naturels et les produits pour piscines et spas. Pour chaque catégorie, des produits sentinelles ont été choisis pour caractériser le potentiel d'exposition pour le grand public. Les estimations d'absorption des produits sentinelles, par catégorie, sont présentées dans la sous-section suivante.
9.2.2.1 Matériel d’art et d’artisanat et jouets
L’acide borique peut être un composant de nombreux matériels d’art et d’artisanat. L’Art and Creative Materials Institute (ACMI) des États-Unis a mesuré du bore soluble (en suivant la norme de l’American Society for Testing and Materials D5517) dans les encres de marqueurs (plage 8,3 - 1 400 ppm), les encres de dessin technique (1 400 ppm), les glaçures céramiques (67 - 40 000 ppm), les stylos (27 - 650 ppm), le sable coloré (525 ppm), les peintures et les émaux notamment la peinture acrylique, la gouache, l’aquarelle, les couleurs et les huiles solubles dans l’eau (13 - 8 300 ppm), les couleurs et les pigments, notamment l’encaustique et l’acrylique (1 600 - 17 400 ppm), et la colle (380 - 1 800 ppm) [Stopford, 2013]. Beaucoup de ces produits, comme les encres de marqueurs, les glaçures céramiques, les stylos et la colle, sont commercialisés pour les enfants ou pour les enseignants afin que les enfants les utilisent.
L’acide borique peut aussi être un composant dans certains jouets fabriqués commercialement. Le bore soluble a été quantifié dans les mastics, « argiles » et pâtes à modeler par l’ACMI, avec une concentration comprise entre 225 et 1 300 ppm (Stopford, 2013). Au Canada, l’acide borique et ses sels sont explicitement interdits par l’article 22 du Règlement sur les jouets de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation (Canada, 2010, 2011). Afin de s’assurer de leur conformité, Santé Canada effectue des échantillonnages et des analyses de produits qui, en raison de leurs caractéristiques observées, pourraient contrevenir à ses exigences en matière de santé et sécurité. Les essais de conformité de Santé Canada effectués de 2002 à 2009 ont décelé de l’acide borique mesurable dans des échantillons de pâte à modeler, de colle et de peinture. En 2002, 85 % des échantillons d’argile, de pâte à modeler, de mastic et de colle analysés comportaient des concentrations détectables d’acide borique allant de moins de 4 ppm à 49 000 ppm (Santé Canada, 2002). De l’acide borique a également été détecté dans les trousses scientifiques. En 2004 et 2009, de l’acide borique a été détecté dans l’argile et la plasticine à des concentrations variant de 27 à 40 300 ppm (Santé Canada, 2004, 2009b, 2009c). Concernant les jouets pour enfants disponibles sur le marché, les activités de conformité et d’application de la loi pour les interdictions existantes pour le bore continueront de faire partie des activités régulières d’application de la loi du Règlement sur les jouets en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation.
Le borax est un précurseur de l’acide borique et constitue un ingrédient courant du matériel de bricolage et des jouets, y compris les formations de cristaux, la pâte visqueuse et la pâte à modeler (The Dial Corporation, 2014). Les sources en ligne fournissent des recettes et des idées pour fabriquer ces jouets à la maison, à l’école, lors de fêtes d’anniversaire ou de foires scientifiques (American Chemical Society, 2014; PBS, 2014; About Education, 2014; gouvernement du Canada, 2014). Le borax est disponible pour les consommateurs dans les magasins d’alimentation et les quincailleries au Canada. Lorsque l’on confectionne des objets d’artisanat ou des jouets, on utilise du borax en poudre que l’on mélange généralement à la main avec de la colle ou de l’eau dans un bol.
Pour évaluer l'exposition potentielle des adultes et des enfants qui utilisent du matériel d'art et d'artisanat et qui jouent avec des jouets contenant de l'acide borique, un scénario sentinelle a été élaboré. L'exposition découlant de l'utilisation de la pâte à modeler faite maison par les enfants a été choisie comme étant un scénario de forte exposition potentielle. Lorsqu'ils jouent avec de la pâte à modeler ou de la pâte visqueuse, une exposition orale et cutanée est possible s'ils ingèrent de petites quantités du matériau à la suite d'un contact main-bouche accidentel ou d'une consommation intentionnelle. Les estimations de l'absorption cutanée pour un enfant jouant avec 350 g de pâte à modeler faite maison variaient de 69 à 1 381 µg/kg p.c. par événement. L'absorption orale pour un enfant découlant de l'ingestion de 100 mg à 5 g de pâte à modeler était comprise entre 56 et 2 819 µg/kg p.c. par événement. Les estimations de l'absorption d'acide borique provoquée par l'utilisation de matériel d'art et d'artisanat et de jouets sont présentées à l'annexe E.
9.2.2.2 Produits de nettoyage
L’acide borique se retrouve dans divers produits de nettoyage. D’après un examen des fiches signalétiques et de la base de données américaine Household Products Database, l’acide borique a été détecté dans plus de 200 produits de nettoyage et du borax a été décelé en tant qu’ingrédient dans 244 produits de nettoyage ménager, notamment les assainisseurs d’air, les nettoyants tout usage, les produits de blanchiment, les traitements des tissus, les nettoyants pour vitres et surfaces, les produits chimiques ménagers, les produits de nettoyage domestique, les nettoyants pour cuisine, les produits pour la lessive, les détergents pour la lessive et les détachants (HPD, 1993-; GoodGuide, 2014). Les produits de nettoyage s’inscrivent généralement dans cinq catégories principales : les nettoyants tout usage; les détergents pour lave-vaisselle; les produits de nettoyage pour les planchers, les tapis et les meubles; les détergents pour la lessive et les produits de nettoyage de la cuvette des toilettes. Certains produits, comme certains détergents pour la lessive, sont commercialisés en tant que produits pour bébés. Dans l’ensemble, la concentration de bore présente dans les produits variait fortement de 0,01 à 11 % (cela inclut les produits contenant 100 % de borax). Les produits sont présents dans divers types de formules, notamment les poudres, les « pains », les pâtes, les mastics, les liquides et les aérosols, et sont prêts à l’emploi ou doivent être dilués dans l’eau.
Des expositions peuvent découler du mélange, du chargement ou de l’application de produits de nettoyage. Les méthodes d’application peuvent varier en fonction du type de formule et du profil d’emploi et, par conséquent, un seul produit peut être associé à une grande variété de scénarios d’exposition potentielle. Par exemple, le 20 Mule Team de Borax (poudre) peut être appliqué directement sur les surfaces dures en tant que nettoyant abrasif, dilué dans l’eau pour nettoyer les surfaces dures (comme les planchers, les comptoirs, les meubles), dilué dans l’eau pour nettoyer les tapis à la vapeur, ajouté en tant que poudre pour le lavage automatique de la vaisselle ou dans les machines à laver, ou ajouté à l’eau pour le lavage à la main de la lessive ou de la vaisselle. Une exposition aux résidus après l’application peut également se produire après avoir utilisé des produits de nettoyage, notamment une exposition aux résidus sur la vaisselle, les vêtements, les planchers et les meubles. Étant donné les différences dans les types de produits de nettoyage, les concentrations de bore, les types de formulation et les méthodes d’application, il existe de nombreux scénarios d’exposition potentielle.
Pour évaluer l’exposition potentielle des personnes utilisant des produits de nettoyage, plusieurs scénarios sentinelles ont été établis : nettoyant en aérosol prêt à l’emploi, détergent pour lave-vaisselle, nettoyants pour planchers et produit de lessive à la main contenant du détergent. On a considéré que ces produits et ces scénarios représentaient des scénarios d’exposition élevée ou qu’ils présentaient la possibilité d’être utilisés fréquemment. L’application d’un nettoyant à usage général prêt à l’emploi (0,7 % de bore) sur les surfaces dures entraîne une exposition cutanée que l’on estime entre 10 et 199 µg B/kg p.c. par jour. Le lavage à la main de la vaisselle avec un produit contenant 0,14 % de bore entraîne une exposition cutanée estimée entre 4 et 86 µg B/kg p.c.; le lavage automatique de la vaisselle entraînerait une exposition plus faible pour l’utilisateur. Le lavage à la main d’un plancher avec un produit de nettoyage des planchers prêt à l’emploi contenant 1,75 % de bore pourrait entraîner des estimations d’exposition cutanée comprises entre 27 et 542 µg B/kg p.c. par jour, et une exposition cutanée après application des tout-petits qui rampent sur le plancher comprises entre 8 et 160 µg B/kg p.c. par jour et 120 µg B/kg p.c. par jour de plus découlant d’une exposition orale liée au contact main-bouche. Il a été estimé que le chargement de produits en poudre pour lessive contenant 11,4 % de bore entraînait une concentration de 0,02 µg B/kg p.c. par jour par inhalation. Les estimations de l’absorption d’acide borique provoquée par l’utilisation de produits de nettoyage sont présentées dans l’annexe E.
Certains produits de nettoyage sont sous forme de pains (p. ex. détergent pour la lessive et le lave-vaisselle), ce qui atténue l'exposition de l'utilisateur pendant le chargement et l'application. Toutefois, ces types de formules présentent une exposition accidentelle raisonnablement prévisible à l'acide borique pour les jeunes enfants qui découle du mâchonnement ou de l'ingestion.
9.2.2.3 Cosmetics
L’acide boriqueNote de bas de page 3 est un ingrédient dans environ 1 100 produits cosmétiques signalés à Santé Canada aux termes du Règlement sur les cosmétiques (courriel de 2015 de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée). L’acide borique est un ingrédient présent dans les préparations antirides, les produits pour bébés, les crèmes protectrices, les préparations pour bains, le maquillage pour le corps, le déodorant, les douches vaginales, les lotions pour les yeux, le maquillage pour les yeux, le maquillage pour le visage, les parfums, les lubrifiants génitaux, les décolorants pour les cheveux, les après-shampoings, les colorants pour cheveux, les produits de soins capillaires, le shampoing, les préparations défrisantes, les préparations pour mise en plis, les huiles de massage, les rince-bouches, les préparations pNote de bas de page 4 our rasage, les nettoyants pour la peau, les hydratants corporels et les produits bronzants. Parmi tous les types de produits cosmétiques, l’acide borique se trouve le plus couramment dans les hydratants corporels et dans les nettoyants pour la peau.
Le borax a été défini comme un ingrédient présent dans environ 400 produits cosmétiques dans GoodGuide, qui est une source de renseignements sur les produits de consommation aux États-Unis (GoodGuide, 2014).
Pour évaluer l’exposition potentielle des utilisateurs de produits cosmétiques, des estimations de l’apport quotidien ont été établies pour les produits pouvant entraîner une exposition cutanée, orale et par les muqueuses. Les crèmes corporelles, les savons pour le corps et les crèmes pour l’érythème fessier ont été choisis comme produits sentinelles pour représenter l’absorption potentielle de l’acide borique découlant de l’utilisation de produits cosmétiques appliqués sur la peau. Le rince-bouche, le rouge à lèvres et les lubrifiants génitaux ont été choisis pour représenter les produits cosmétiques appliqués par voie orale ou les muqueuses. Ces produits ont été choisis en tant que produits sentinelles, car on considère qu’ils entraînent une forte exposition par rapport à d’autres produits cosmétiques et qu’ils présentent un potentiel d’exposition quotidienne ou fréquente. Dans les années 1950, des cas d’intoxication des nourrissons ont été déclarés à la suite de l’utilisation de produits contenant de l’acide borique employés pour traiter la peau abîmée par l’érythème fessier (MacGillivray et Fraser, 1953; Fisher et coll., 1958). Ces rapports démontrent le potentiel d’exposition systémique à l’acide borique après son utilisation sur une peau abrasée. La source d’information GoodGuide détermine le borax (un précurseur de l’acide borique) en tant qu’ingrédient dans 15 produits de soins pour bébés vendus aux États-Unis, y compris les crèmes pour l’érythème fessier et, par conséquent, ces crèmes ont été évaluées en tant que produit sentinelle puisqu’ils peuvent être utilisés sur la peau éraflée ou abrasée.
Des estimations de l’apport quotidien ont été établies à l’aide des concentrations maximales permises (cette valeur reflète la concentration maximale de 5 % d’acide borique, qui équivaut à 0,87 % de bore, présentée dans les restrictions de la Liste critique) et des données sur la fréquence quotidienne d’utilisation. Lorsque cela s’avère pertinent, des estimations de l’absorption cutanée de 0,5 et de 10 % ont été intégrées pour la peau non abrasée, tandis que l’absorption à travers la peau éraflée ou abrasée et à travers les muqueuses était considérée comme étant de 100 %. Bien que l’inscription de l’acide borique sur la Liste critique comprenne une limite maximale de 5 %, des produits cosmétiques qui sont disponibles pour les Canadiens (comme les savons en poudre pour les mains) contiennent entre 60 et 100 % de borax (équivalent à une valeur allant jusqu’à 65 % d’acide borique) [The Dial Corporation, 2013; GoodGuide, 2014; HPD, 1993-]. Il convient de noter que les données actuelles de commercialisation indiquent que les concentrations d’acide borique dans les crèmes pour l’érythème fessier et dans d’autres produits cosmétiques ou pour les bébés qui sont vendus au Canada, sont bien inférieures à la concentration permise de 5 % (c.-à-d. moins de 0,1 %) [courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada au Bureau de gestion du risque, Direction de la sécurité des milieux de Santé Canada; source non citée].
Les estimations d'absorption pour les lotions corporelles, les nettoyants pour la peau et les crèmes pour l'érythème fessier sont comprises entre 0,03 et 1 399 µg B/kg p.c. par jour. Les estimations d'absorption pour le rince-bouche, le rouge à lèvres et les lubrifiants génitaux varient de 2 à 740 µg B/kg p.c. par jour. Les estimations de l'absorption d'acide borique provoquée par l'utilisation de produits cosmétiques sont présentées dans l'annexe E.
9.2.2.4 Produits de santé naturels
Le boreNote de bas de page 4 est présent dans plus de 700 produits de santé naturels homologués au Canada, en tant qu’ingrédient médicinal et non médicinal (BDPSNH, 2014). On utilise plus couramment le bore comme ingrédient médicinal dans les suppléments multivitamines/minéraux (prévus pour une utilisation par les adultes uniquement jusqu’à un apport quotidien maximal de 700 µg de bore par jour), et, dans une moindre mesure, dans les produits de soins pour les articulations à ingrédients multiples (jusqu’à un maximum de 3 360 µg de bore par jour [Santé Canada, 2007a, 2007b, 2014b]). Le bore est présent en plus petite quantité dans les produits homologués aux fins d’utilisation orale (outre les utilisations mentionnées ci-dessus), cutanée, ophtalmologique et vaginale, y compris les médicaments homéopathiques, les rince-bouches antiseptiques, le dentifrice, les pommades et les lotions corporelles, les écrans solaires, les préparations pour soigner les infections aux levures, les gouttes ophtalmiques et les rince-œil (BDPSNH, 2014).
Pour évaluer l’exposition potentielle des utilisateurs de produits de santé naturels, des estimations de l’apport quotidien ont été établies pour les utilisateurs de suppléments multivitamines/minéraux et de produits pour la santé des articulations à ingrédients multiples, qui ont été choisis comme produits sentinelles, car ils entraînent une forte exposition et sont utilisés tous les jours. De nombreuses études font état d’une augmentation des concentrations de bore dans le sang après avoir utilisé des suppléments oraux contenant du bore (Wallace et coll., 2002; Hunt et coll., 1997; Nielsen et Penland, 1999).
Les estimations d'absorption concernant les adultes consommant des suppléments multivitamines/minéraux et des produits de soins pour les articulations à ingrédients multiples, d'après les concentrations permises maximales, sont de 10 et de 47 µg B/kg p.c. par jour, respectivement. Les estimations de l'absorption d'acide borique à la suite de l'utilisation de produits de santé naturels sont présentées dans l'annexe E.
9.2.2.5 Produits pour piscines et spas
Les produits pour piscines et spas peuvent contenir de l’acide borique. Comme les pesticides, les algicides et les produits d’assainissement des piscines contenant du bore, présent en tant que formulant, sont réglementés aux termes de la Loi sur les produits antiparasitaires (Canada, 2002). Toutefois, d’autres produits pour piscines et spas qui ne sont pas des pesticides, notamment les produits associés au rendement et les adoucisseurs d’eau, peuvent contenir du bore. Les concentrations cibles comprises entre 30 et 50 ppm de bore sont fréquemment recommandées pour adoucir l’eau, en améliorer la clarté et faciliter son entretien (Nisus Corporation, 2010; Haviland Consumer Products, Inc., 2007). Pour évaluer l’exposition potentielle des personnes qui utilisent les piscines ou les spas contenant du bore, des estimations d’absorption totales (absorptions orales et cutanées combinées) ont été calculées pour tous les groupes d’âge (des nourrissons jusqu’aux adultes) nageant dans les piscines. Les estimations ont été fondées sur des algorithmes issus du modèle SWIMODEL de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (2003) avec une valeur de Kp cutanée maximale de 5,0 × 10-4 cm/h (Wester et coll., 1998b) et de la concentration recommandée de bore dans l’eau des piscines de 50 ppm. Les estimations de l’exposition combinée (orale et cutanée) découlant de la nage étaient comprises entre 36 et 518 µg B/kg p.c. par événement (annexe E). L’absorption orale représentait la majorité de l’absorption.
9.3.3 Biosurveillance
Le bore a été mesuré dans une grande variété de tissus humains, notamment le sang entier, le sérum, le plasma, les globules rouges, les plaquettes, l’urine, le lait maternel, les cheveux, les ongles, le sperme, le placenta et le sang du cordon ombilical. Les études portant sur l’exposition des travailleurs au bore ont démontré que le sérum, le sang entier, l’urine et le sperme constituent tous de bons biomarqueurs de l’exposition au bore, et qu’ils sont tous fortement corrélés avec l’apport quotidien total en bore (Xing et coll., 2008; Robbins et coll., 2010; Duydu et coll., 2011). Dans une étude réalisée en Turquie, on a jugé que les concentrations de bore dans le sang entier étaient des indicateurs bien plus fiables de l’exposition au bore (et elles ont été utilisées pour classer de nouveau les participants exposés et non exposés) par rapport à la classification initiale fondée sur les estimations de l’absorption à partir des milieux naturels (Duydu et coll., 2011). Les concentrations de bore dans le sang (sérum, plasma, sang entier) ont été utilisées comme indicateur de la teneur en bore et de l’absorption excessive de bore dans le cadre de nombreuses études sur la supplémentation. Par ailleurs, on considère que le sang constitue un biomarqueur relativement fiable de l’exposition associée aux effets potentiels sur la santé (Nielsen, 2009). Les concentrations de bore dans le sang entier sont légèrement plus élevées que dans le sérum en raison des faibles concentrations de bore décelées dans les globules rouges et les plaquettes. En se fondant sur ces raisons, les concentrations de bore dans le sang ont été évaluées en tant que méthode permettant de quantifier l’exposition de la population canadienne au bore. Les concentrations de bore dans le sang chez les humains sont présentées en annexe F.
Bien qu’on n’ait pas inclus le bore dans les initiatives de biosurveillance à grande échelle, comme l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé ou la National Health and Nutrition Examination Survey, des concentrations de bore dans le sang ont été mesurées dans plusieurs études plus petites sur la population, ainsi que dans des études portant sur les analyses d’éléments traces, sur les suppléments et sur l’exposition professionnelle. La base de données la plus complète sur les concentrations de bore dans le sang chez les Canadiens provient du programme de biosurveillance de l’Alberta. La teneur de bore du sang a été mesurée dans des échantillons de sérum combinés obtenus auprès de 50 599 femmes enceintes et 1 373 enfants (Alberta Health and Wellness, 2008; gouvernement de l’Alberta, 2010). Les échantillons de sérum ont été combinés dans 158 bassins répartis par âge, lieu géographique et saison. Les concentrations moyennes de bore dans le sang étaient comprises entre 13 et 34 µg/L chez les femmes enceintes, et entre 29 et 33 µg/L chez les enfants (Alberta Health and Wellness, 2008; gouvernement de l’Alberta, 2010). Des échantillons de sang prélevés chez différents sujets ont été combinés avant l’analyse en laboratoire, ce qui a oblitéré la variabilité interindividuelle. Ces données rassemblées fournissent des estimations fiables de l’exposition moyenne à l’échelle de la population chez les femmes enceintes et les enfants, mais elles ne donnent pas d’information sur les répartitions générales de l’exposition et, plus important encore, sur la limite supérieure de la distribution de l’exposition. Les seules autres données sur les concentrations de bore dans le sang chez les Canadiens proviennent des études menées par Clarke et ses collègues (1987a, 1987b, 2004), dans le cadre desquelles les concentrations moyennes chez 12 personnes ont été mesurées à 30,8 ± 5,6 µg/L, avec une fourchette comprise entre 15,3 et 79,5 µg/L. D’autres études à l’échelle de la population effectuées aux États-Unis et en Europe ont signalé des concentrations moyennes de bore dans le sang semblables à celles observées dans les données de l’Alberta et de Clarke et coll. (1987a). Elles sont comprises entre 11 et 56,7 µg/L, à l’exception de la France où la concentration moyenne de bore dans le sang dans une étude portant sur 180 hommes était bien plus élevée à 126 µg/L (Ferrando et coll., 1993; Pahl et coll., 2001; Abou-Shakra et coll., 1989; Rodushkin et coll., 1999; Vanhoe et coll., 1993; Heitland et Köster, 2006; Yazbeck et coll., 2005; Goulle et coll., 2005; Hasbachecei et coll., 2013). Des valeurs maximales de 170,4 et 195 µg/L, respectivement, ont été publiées par des études au Royaume-Uni (n = 50) et dans le nord de l’Allemagne (n = 130) [Abou-Shakra et coll., 1989; Heitland et Köster, 2006]. Étant donné que les données sur la limite supérieure de la répartition de l’exposition sont limitées (p. ex., maximum, 95e centiles) chez les Canadiens, les données maximales du Royaume-Uni et de l’Allemagne (170,4 et 195 µg/L) et la concentration moyenne en France (126 µg/L) seront prises en compte en tant que données de substitution pour représenter cette limite supérieure pour la population canadienne.
Des tendances par âge et par sexe ont été observées dans la base de données générale. Dans une étude sur les paires mère-nourrisson du nord de l’Argentine et du Chili, on a observé un transfert du bore de la mère au fœtus en développement par le placenta, puis par le lait maternel (le transfert était plus important par le placenta) [Harari et coll., 2012]. En Alberta, les concentrations moyennes de bore dans le sang étaient plus importantes chez les enfants âgés de moins de 13 ans que chez les femmes enceintes. Il n’existe aucune donnée sur les concentrations dans le sang pour les enfants de moins de deux ans. On ne sait donc pas si les concentrations dans le sang sont supérieures ou inférieures dans ce groupe d’âge. Chez les adultes, une augmentation des concentrations de bore dans le sang avec l’âge a été observée dans des études réalisées en Alberta, en Turquie et au Japon (Alberta Health and Wellness, 2008; Hasbachecei et coll., 2013; Usuda et coll., 1997). Dans le cadre de la même étude japonaise, les concentrations de bore dans le sang ont augmenté chez les hommes adultes de 20 à 49 ans. Cette augmentation a été suivie d’un plateau, puis d’une deuxième augmentation à l’âge de 70 ans. Chez les femmes, on a observé une augmentation continue constante des concentrations de bore dans le sang à partir de l’âge de 20 ans. Par ailleurs, les concentrations de bore dans le sang étaient, dans l’ensemble, bien plus importantes chez les hommes que chez les femmes.
Les concentrations de bore varient dans différents milieux biologiques. Par exemple, du bore a été décelé à des concentrations bien plus importantes dans le sperme que dans le sang dans le cadre d’une série d’études sur l’exposition des travailleurs en Chine (Robbins et coll., 2010; Scialli et coll., 2010; Xing et coll., 2008).
Les concentrations de bore dans le sang peuvent également varier en fonction du lieu géographique, ce qui peut, dans certains cas, s’expliquer par les différences dans les concentrations de bore dans les milieux naturels et dans l’alimentation. Les concentrations de bore dans le sang sont bien plus élevées chez les populations du nord de l’Argentine et du Chili par rapport à d’autres régions du monde, avec des concentrations moyennes comprises entre 22 et 901 µg/L, ce qui découle de la forte teneur en bore du sol et de l’eau potable (Barr et coll., 1993, 1996; Harari et coll., 2012). Des concentrations de bore dans le sang atteignant 2 000 µg/L ont été relevées chez les Chiliens dans cette région (Barr et coll., 1996). Des concentrations de bore élevées chez une population japonaise, avec des moyennes géométriques de 79,8 et de 67,9 µg/L respectivement pour les hommes et les femmes ont été attribuées aux différences dans l’apport alimentaire (dont la consommation de thé vert à forte teneur en bore (Usuda et coll., 1997). Au Canada, pour des motifs encore inconnus, les concentrations de bore dans le sang étaient plus élevées chez les femmes du sud de l’Alberta que celles habitant dans le centre ou le nord de cette province (Alberta Health and Wellness, 2008).
Plusieurs études ciblées montrent une augmentation des concentrations de bore dans le sang après avoir utilisé des produits contenant de l'acide borique ou des précurseurs de l'acide borique (Wallace et coll., 2002; Nielsen et Penland, 1999; Hunt et coll., 1997; Green et Ferrando, 1994; Edwall et coll., 1979). Par exemple, l'utilisation de suppléments peut entraîner des augmentations importantes des concentrations sanguines de bore. De multiples recherches sur la population générale, chez les femmes préménopausées et ménopausées, ainsi que les haltérophiles ont analysé les concentrations de bore dans le sang avant et après l'utilisation de suppléments. Dans une étude, les concentrations de référence dans le sang de 14 µg/L en moyenne ont atteint un pic de 136 µg/L quatre heures après l'ingestion d'une dose de 11,6 mg de bore. Après six heures, les concentrations dans le sang étaient encore élevées, se situant à 124 µg/L (Wallace et coll., 2002). Trois autres études ont indiqué des concentrations de bore dans le plasma de 1,5 à 1,7 fois supérieure après l'ingestion de doses de 2,5 et de 3 mg à partir de suppléments (Hunt et coll. 1997; Nielsen et Penland, 1999; Green et Ferrando, 1994). L'utilisation d'autres produits contenant du bore peut également se traduire par des concentrations élevées de bore dans le sang. Dans une étude, la concentration de bore a été multipliée par quatre après l'utilisation d'un rince-bouche et est restée supérieure à la valeur de référence pendant 24 heures après son utilisation (Edwall et coll., 1979). En outre, on observe un faible taux d'accumulation du bore dans le sang à la suite d'une utilisation répétée du rince-bouche pendant une semaine.
9.3.4 Résumé de l’exposition
Des données sur les concentrations de bore dans le sang sont disponibles pour caractériser l’exposition des Canadiens à partir d’études faites au Canada, aux États-Unis et en Europe. Le bore total mesuré dans le sang donne une mesure de l’exposition intégrée chez l’être humain par toutes les voies (orale, cutanée, inhalation) et depuis toutes les sources (les milieux naturels, l’alimentation et les produits utilisés fréquemment ou quotidiennement auxquels elles ont été exposées). Les concentrations sanguines de bore sang sont plus élevées chez les enfants que chez les adultes et chez les hommes que chez les femmes, et on constate une augmentation constante des concentrations chez les adultes avec l’âge.
Le programme de biosurveillance de l’Alberta (Alberta Health and Wellness, 2008; gouvernement de l’Alberta, 2010) donne des estimations moyennes de l’exposition de plus de 50 000 femmes enceintes et de plus de 1 000 enfants, lesquels constituent des populations préoccupantes relativement aux effets attestés de l’acide borique sur la santé. Les concentrations moyennes de bore dans le sang tirées des études de biosurveillance en Alberta (34 µg/L) sont jugées adéquates pour représenter les concentrations moyennes chez les Canadiens et sont représentatives des expositions chez les enfants et les adultes (Alberta Health and Wellness, 2008; gouvernement de l’Alberta, 2010). Puisqu’il n’existe pas de données canadiennes adéquates pour caractériser le centile supérieur des concentrations de bore dans le sang, les valeurs maximales obtenues au Royaume-Uni et en l’Allemagne (170,4 et 195 µg/L, respectivement) ainsi que la concentration moyenne en France (126 µg/L) soutiennent l’utilisation de 195 µg/L pour représenter la limite supérieure (p. ex., 95ecentile) de la répartition de l’exposition (Yazbeck et coll., 2005; Abou-Shakra et coll., 1989; Heitland et Köster, 2006). Les données de biosurveillance sont souvent considérées comme étant l’« étalon or » dans l’évaluation de l’exposition et, dans ce cas, un nombre suffisant de données de biosurveillance de grande qualité sont disponibles pour caractériser l’exposition de la population canadienne, y compris les sous-populations d’intérêt (p. ex. enfants et femmes enceintes). Ces concentrations de bore dans le sang seront retenues pour la caractérisation du risque afin de représenter l’exposition des Canadiens.
Si, d’une part, les données de la biosurveillance du sang total fournissent une mesure de l’exposition de l’ensemble de la population intérée pour toutes les voies et sources -- alimentation, eau potable, poussière, sol et produits contenant du bore --, d’autre part, ces études d’incluent pas la totalité des produits disponibles au Canada et toutes les sources d’exposition potentielles. Il est de plus impossible de déterminer les sources d’exposition à partir des données de biosurveillance. Par conséquent, nous avons calculé des estimations des apports moyens pour l’ensemble de la population canadienne afin de déterminer les principales sources d’absorption.
À partri des estimations d’absorption déterminées dans le cadre de la modélisation de l’exposition, nous avos établi que les aliments, l’eau potable et les produits étaient les sources qui contribuaient le plus à l’apport quotidien total, tandis que la proportion contribuée par le sol, la poussière et l’air était beaucoup moins importante. Les fruits et les légumes, en particulier, sont des sources importantes d’apport alimentaire. Des données canadiennes représentatives et de grande qualité étaient disponibles pour caractériser l’exposition au bore dans l’air, le sol, la poussière, les aliments et l’eau potable, ce qui permet d’obtenir des estimations d’absorption ayant un niveau de confiance élevé. Les apports quotidiens moyens à partir des milieux naturels, des aliments et de l’eau potable se situaient entre 3 et 92 µg B/kg p.c. par jour.
D'après les estimations d'absorption dans le cadre de la modélisation pour les produits contenant de l'acide borique (et des précurseurs), les produits peuvent contribuer fortement à l'apport quotidien total. Une exposition systémique a été estimée pour les utilisateurs de produits contenant de l'acide borique, notamment le matériel d'art et d'artisanat, les jouets, les produits de nettoyage, les produits cosmétiques, les produits de soins naturels et les produits pour piscines et spas. Les absorptions associées aux produits sentinelles ont été estimées entre 0,03 et 1 399 µg B/kg p.c. par jour. Les estimations d'absorption découlant de certains produits dépassent largement l'apport quotidien moyen à partir des milieux naturels, des aliments et de l'eau potable. Toutefois, la confiance globale dans les estimations d'absorption découlant des produits est jugée faible à modérée, en raison des incertitudes à l'égard d'algorithmes adéquats pour l'estimation de l'absorption, le choix des produits sentinelles, l'absorption cutanée et le manque d'information sur les instructions d'utilisation de produits spécifiques, la fréquence de leur utilisation et leur concentration.
9.3.5 Relation entre le bore dans le sang et les absorptions de bore
Plusieurs études sur les humains ont déterminé que la concentration de bore dans le sang était un indicateur des absorptions de bore (Neilsen et Penland, 1999; Neilsen, 2009; Hunt, 1997; OMS, 1998). Une corrélation par régression entre les absorptions orales de bore et les concentrations de bore dans le sang (sang entier, plasma, sérum) a été calculée par Santé Canada pour faciliter l’estimation de l’absorption grâce aux données disponibles sur le bore dans le sang obtenues à partir des études de biosurveillance. Les détails de l’approche de régression sont décrits ci-dessous.
Les données toxicocinétiques indiquent que les concentrations de bore dans le sang atteignent effectivement une concentration d’équilibre après l’exposition (Treinen et Chapin, 1991). Le bore absorbé est rapidement réparti de façon uniforme dans l’ensemble des tissus mous du corps, avec une légère accumulation dans les os (deux à trois fois supérieure). Un modèle à trois compartiments utilisé pour décrire la concentration d’acide borique dans le sang et l’urine à la suite d’une exposition par voie orale et intraveineuse chez des volontaires masculins propose que des compartiments supplémentaires étaient nécessaires pour décrire l’élimination initiale rapide de bore après l’absorption, ainsi que le rejet graduel après trois jours de l’absorption (Jansen et coll., 1984a, 1984b). Ce modèle peut également suggérer que l’accumulation de bore dépend de la vitesse d’élimination des réserves du corps et de la clairance rénale. Après avoir examiné des études sur les humains et les rats, Dourson et coll. (1998) ont suggéré une relation non linéaire entre l’absorption de bore et les concentrations dans le sang. Lorsque de nouvelles données ont été appliquées à cette fonction originale observée, la régularité des concentrations moyennes de bore dans le sang et des doses d’exposition s’inscrivait dans la plage de variabilité prévue. Dans la présente évaluation, nous avons donc ajusté une fonction puissance à partir des observations originales de Dourson et coll. (1998) pour décrire la corrélation entre les concentrations moyennes de bore dans le sang et l’apport quotidien de bore chez les humains.
Les études sur l’exposition au bore (p. ex. alimentaire, suppléments ou eau potable) ont été choisies lors de la détermination de la corrélation par régression, car ces sources d’exposition sont plus pertinentes pour la population générale (voir l’annexe G). Dans les études sur les suppléments alimentaires, les personnes ont reçu des suppléments ayant une teneur connue de bore et on a suivi régulièrement leurs concentrations sanguines de bore (Nielsen et Penland, 1999; Hunt et coll., 1997; Green et Ferrando, 1994; Wallace et coll., 2002). Les estimations d’absorption découlant des études sur les suppléments incluent l’exposition au bore par les suppléments et les aliments. Puisque le bore est bien absorbé et qu’il est excrété dans l’urine, Neilson et Penland (1999) ont estimé les absorptions du bore en fonction de la concentration de bore dans l’urine. Dans Hunt et coll. (1997), la concentration de bore dans le sang est présentée en micromoles par litre (µmol/L), et ils on utilisé le poids moléculaire de 10,8 g/mol pour calculer la concentration de bore dans le sang en µg/L. Dans Green et Ferrando (1994), les concentrations moyennes dans le plasma ont été calculées d’après les données individuelles. Pour les personnes ayant des concentrations de bore dans le plasma inférieures ou égales aux limites de détection, la moitié de la limite a été présumée.
Dans les études sur l’eau potable, les concentrations de bore dans le sang ont été suivies chez les habitants du nord du Chili, une région dont le sol et l’eau potable ont une forte teneur naturelle de bore (annexe G) [Barr et coll., 1993; Harari et coll., 2012]. Barr et coll. (1993) ont calculé l’apport quotidien de bore à partir des concentrations de bore dans l’eau potable; les apports alimentaires n’ont pas été pris en compte. Harari et coll. (2012) n’ont pas estimé les absorptions de bore et n’ont fourni que la concentration de bore dans l’eau potable. On a supposé un taux de consommation d’eau moyen de 1,8 L par jour lors de l’estimation des absorptions de bore, un taux qui coïncide avec la valeur présumée par Barr et coll. (1993). Tout comme Barr et coll. (1993), Harari et coll. (2012) n’ont pas inclus la composante alimentaire pour calculer des estimations d’absorption.
La poussière est la principale source de’exposition en milieu de travail. Des hypothèses sur la granulométrie, la disposition pulmonaire et la biodisponibilité peuvent fausser les estimations de l’exposition chez les personnes en milieu de travail par rapport à la population générale. Par conséquent, seuls les groupes témoins (témoins communautaires locaux et témoins en zone éloignée) issus des études sur le milieu professionnel ont été inclus dans la corrélation par régression. Les témoins communautaires étaient des personnes provenant de la même collectivité que les travailleurs de l’industrie du bore, mais qui n’avaient pas été exposés au bore dans leur milieu de travail; les témoins issus de régions éloignées étaient des personnes d’une autre collectivité caractérisée par une faible exposition au bore. Comme l’indique l’annexe G, toutes les absorptions orales ont été converties en mg B/kg p.c. par jour. Lorsque les poids corporels n’étaient pas précisés dans l’étude, un poids corporel moyen de 70 kg a été appliqué pour toutes les cohortes, hormis les cohortes de Chine.
Puisque la masse corporelle des Chinois est inférieure à celle des membres d’autres groupes ethniques, nous leur avons attribué une masse moyenne de 60 kg. Lorsque les concentrations de bore dans le sang étaient présentées sur une base poids/poids (p/p), la densité dans le sang de 1 g/mL a été présumée pour la conversion poids/poids en poids/volume (p/vol.) des concentrations de bore dans le sang.
D’après l’analyse de régression, la corrélation mathématique entre les concentrations de bore dans le sang et les absorptions orales de bore est présentée dans la figure 9-1 et peut s’expliquer comme suit :
Concentration dans le sang (µg/L) = 1 008,8 × (apport quotidien)0,7339
où l’apport quotidien est exprimé en mg B/kg p.c. par jour.
Figure 9-1 : Concentrations de bore dans le sang en fonction des apports quotidiens selon plusieurs études sur l’exposition
Concentration de bore dans le sang en fonction de l’absorption quotidienne, à partir de plusieurs études sur l’exposition au bore.
Le graphique montre la corrélation de l’absorption quotidienne de bore à la concentration dans le sang comme la régression d’une fonction puissance. La courbe est montrée sur des échelles logarithmiques (base 10). L’apport quotidien est exprimé en milligrammes de bore par kilogramme de poids corporel par jour, et les concentrations sont en microgrammes par litre. Les points de données — tirés des études où la principale source d’exposition découlait de suppléments, de l’eau potable et des groupes de référence des études sur le milieu professionnel — sont représentés ainsi que la droite du meilleur ajustement. L’équation associée à la corrélation indique que la concentration de bore sanguin est égale à 1 008,8 fois l’absorption quotidienne à la puissance 0,7339.
9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
Les résultats des expériences sur les animaux démontrent que l’acide borique a une incidence négative sur la fertilité, la reproduction et le développement. Ces effets observés parmi les espèces étaient très semblables, en ce qui concerne la nature et les doses efficaces. Le point de départ le plus bas dans la base de données sur les animaux était une valeur limite de la dose repère de 2,90 mg B/kg p.c. par jour pour une masse réduite des testicules, calculée à partir des études sur les chiens (dont la qualité est limitée). L’autre point de départ notable est une dose sans effet nocif observé de 9,6 mg B/kg p.c. par jour déterminée chez les rats, d’après la toxicité pour le fœtus en l’absence de toxicité pour les mères. Étant donné que le chien constitue un modèle animal plus sensible, et que l’étude sur la toxicité pour le développement chez les rats se réduisait à une exposition in utero de 20 jours et ne comportait que des examens limités de la toxicité pour les fœtus ou les mères, l’utilisation de ce paramètre pour la caractérisation des risques est également limitée. Compte tenu des limites dans la base de données disponible sur les animaux, les marges d’exposition ont été calculées à partir de la valeur limite de la dose de référence de 2,90 mg B/kg p.c. par jour, conformément à l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (Santé Canada, 2012).
Étant donné qu’aucune étude supplémentaire sur les animaux n’a été faite depuis la publication de l’évaluation des risques de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (Santé Canada, 2012), les données épidémiologiques ont été évaluées pour déterminer si des études adéquates étaient disponibles pour calculer les points de départ aux fins de caractérisation des risques. On a conclu que les études épidémiologiques chez les humains étaient collectivement insuffisantes pour démontrer l’absence d’effets nocifs découlant de l’exposition des humains au bore, en raison des nombreuses limites dans leur conception. Le Comité d’évaluation des risques de l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2014) a conclu que les données de toxicité obtenues sur quatre espèces (chien, rat, souris et lapin) fournissent clairement des preuves d’effets nocifs sur la fonction sexuelle, la fertilité et le développement. Pour ce qui est des méthodes, les limites dans les études sur les humains restreignent leur utilité, mais ne contredisent pas les données sur les animaux (ECHA, 2014). Par conséquent, on considère que les effets observés chez les animaux sont pertinents pour les humains, et ils sont utilisés aux fins d’évaluation des risques.
Les Canadiens sont exposés à l’acide borique de sources naturelles et anthropiques dans les milieux naturels, les aliments, l’eau potable et les produits. Les estimations d’absorption indiquent que les fruits, les légumes et, dans une moindre mesure, l’eau potable, dans lesquels le bore est naturellement présent, constituent les principales sources d’exposition. Les estimations de l’absorption découlant des utilisations de l’acide borique dans certains matériaux d’art et d’artisanat, jouets, produits de nettoyage, produits cosmétiques, produits de soins naturels et produits pour piscines et spas, indiquent que ces derniers peuvent représenter des sources importantes d’exposition de la population générale.
Des données de biosurveillance étant disponibles, l’exposition à l’acide borique a été caractérisée à partir des apports quotidiens prévus découlant de la mesure des concentrations de bore total dans le sang des Canadiens et des Européens. Les concentrations de bore total dans le sang sont une mesure de l’exposition intégrée à tous les précurseurs de l’acide borique, par toutes les voies (orale, cutanée et par inhalation) et depuis toutes les sources (dont les milieux naturels, les aliments et les produits utilisés quotidiennement ou fréquemment). D’après les données du programme de biosurveillance de l’Alberta et les données européennes, les centiles moyen et supérieur (p. ex., 95e) de la concentration de bore dans le sang des Canadiens sont dans la fourchette de 34 à 195 µg/L. À l’aide de la relation dérivée à la section 9.2.2 entre les concentrations de bore et les estimations d’absorption, soit concentration dans le sang (µg/L) = 1 008,8 × (apport quotidien en mg/kg p.c./jour)0,7339, nous calculons que les concentrations dans le sang au centile moyen et supérieur, 34 et de 195 µg/L, correspondent respectivement à des absorptions de 10 et de 107 µg B/kg p.c. par jour.
Les risques pour la santé humaine liés à l'acide borique ont été caractérisés à partir de la comparaison des estimations d'absorption prévues fondées sur les concentrations de bore dans le sang aux effets critiques sur la santé. Les marges d'exposition entre les absorptions calculées à partir des données de biosurveillance et les effets critiques (2,90 mg B/kg p.c. par jour) varient de 27 à 294. Ces marges d'exposition sont jugées potentiellement adéquates pour dissiper les incertitudes relevées dans les bases de données relatives à l'exposition et aux effets sur la santé.
9.4 Incertitudes de la caractérisation des risques pour la santé humaine
La base de données relative aux effets sur la santé humaine ne mesure pas la même série de paramètres toxicologiques notés dans la base de données sur les animaux, ce qui réduit la capacité à effectuer des comparaisons de la sensibilité en fonction des espèces. Bien que des effets cardiovasculaires et endocriniens aient été remarqués dans plusieurs études sur les suppléments absorbés par les humains, les renseignements disponibles sont inadéquats pour caractériser précisément les risques de ces effets possibles sur la santé.
La base de données sur les animaux est principalement composée d’études antérieures comportant des limites inhérentes. Dans les études sur les animaux, les doses administrées présentent un degré d’incertitude, car aucune analyse n’a été réalisée sur la concentration de fond de bore dans les aliments pour animaux ou sur la stabilité et l’homogénéité des doses administrées dans le cas de nombreuses études figurant dans la base de données sur les animaux. Les études sur les chiens ont été critiquées, car elles ne sont pas conformes aux Bonnes Pratiques de laboratoire (les études ont été effectuées avant l’entrée en vigueur des Bonnes Pratiques de laboratoire). En outre, étant donné l’âge des animaux, on s’interroge sur la relation entre la dose et l’atrophie testiculaire. Pour une discussion plus approfondie sur les limites de cette étude, consulter (Autriche, 2008a). Puisque l’étude sur les rats a été réalisée seulement avec une posologie sur 20 jours, qu’elle comporte des examens limités qui ne se limitent pas au développement du fœtus et qu’elle n’examine pas l’organe le plus délicat au stade le plus sensible de la vie déterminé dans les études sur les chiens, il persiste des incertitudes sur l’extrapolation de cette étude pour évaluer la fonction de reproduction des mâles en développement. Plusieurs paramètres potentiellement préoccupants déclarés chez les humains (toxicité cardiovasculaire, toxicité endocrinienne, cancer et toxicité testiculaire) ne sont pas totalement caractérisés dans la base de données sur les animaux. Par conséquent, il existe des incertitudes quant à la pertinence de la base de données pour caractériser complètement les effets sur la santé associés à l’acide borique. La réalisation d’études de toxicité qui aborderaient complètement ces difficultés pourrait réduire les incertitudes dans la base de données et permettre de mieux caractériser les risques.
On ne sait toujours pas exactement dans quelle mesure la biodisponibilité du bore pourrait être réduite par les complexes de bore naturels qui se forment dans les matières végétales, et tout effet de matrice qui en résulte. La présente évaluation préalable ne précise pas une marge d’exposition (ME) cible ou une dose de référence chronique. Elle présente plutôt les marges d’exposition obtenues pour le point de départ proposé pour la toxicité testiculaire (dose de référence [BMDL] basée sur les données combinées de deux études sur les chiens de 90 jours). L’évaluation préalable renvoie à la réévaluation des pesticides menée par Santé Canada dans le cadre de la Loi sur les produits antiparasitaires (LPA) [Santé Canada, 2012], laquelle a permis de déterminer, pour le bore, une marge d’exposition cible de 300 à la probabilité de détection. Il est reconnu que d’autres organisations ont obtenu des ME dérivées inférieurs à la cible en fonction de la base de données disponible sur le bore puis en appliquant divers facteurs d’ajustement aux facteurs d’incertitude (FI) standards, Il convient de noter que les ME ciblées qui se situent entre 25 et 30 ont été appliquées aux PD de 9,6 mg de bore/kg p.c./jour en fonction de l’étude sur la toxicité pour le développement chez le rat (EFSA 2013, EGVM 2003, IOM 2001, OMS 1998), principalement au moyen d’une amélioration axée sur les facteurs de variabilité pharmacocinétique chez l’humain. Par exemple, en subdivisant le FI par défaut intraspécifique de 10 en 3,2 pour la toxicocinétique et en 3,2 pour la toxicodynamique, et en utilisant les données du taux de filtration glomérulaire chez les femmes enceintes, comme il est indiqué par Dourson et al. (1998), EFSA (2013) et EGVM (2003), le sous-facteur toxicocinétique a été ajusté à 1,8, ce qui a généré un FI intraspécifique propre au composé chimique de 6 (3,2 x 1,8 = 5,72) et un FI global de 60. L’OMS (1998), en subdivisant également le FI en données toxicocinétiques et toxicodynamiques, a réduit le FI intraspécifique par défaut de 10 en fonction des similitudes de demi-vie dans le cadre de l’élimination du bore entre les rats et les humains; toutefois, on a indiqué que la clairance était plus importante que la demi-vie lors de la comparaison de l’élimination des produits ichtyotoxiques (Zhao et al., 1999). Un autre article récent de Dourson et ses collaborateurs (Hasegawa et al., 2013) suggère que 0,13 mg de bore/kg p.c./jour est la dose de référence chronique de bore la plus appropriée en appliquant un FI de 78 à un PD de développement du rat de 10,3 mg de bore/kg p.c./jour.
Les responsables de l’évaluation des pesticides (Santé Canada, 2012) n’étaient pas d’accord avec l’amélioration du facteur intraspécifique en raison du caractère inadéquat et de la grande variabilité des données humaines sur lesquelles ces améliorations étaient fondées (Santé Canada, 2012). Les données et les renseignements supplémentaires examinés au cours de la présente évaluation qui indiquent également l’important degré de variabilité humaine appuient l’interprétation de Santé Canada, 2012, des données pharmacocinétiques chez les humains. Par conséquent, bien qu’il existe encore des incertitudes quant au niveau de prudence adéquat requis pour l’évaluation préalable, il est important de noter que la conclusion proposée dans le cadre de cette évaluation demeurerait la même si on utilisait l’une des ME cibles proposées par les autres organismes de réglementation.
On ne sait pas exactement si les niveaux d’exposition dans les milieux naturels peuvent dépasser la capacité homéostatique. Toutefois, en l’absence d’études définitives, la caractérisation des risques pour le bore s’est concentrée sur l’exposition totale fondée sur des données de biosurveillance.
Le bore n’a pas été inclus dans l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé ou la National Health and Nutrition Examination Survey, qui fournissent d’excellentes estimations de l’exposition à l’échelle de la population. Les données de biosurveillance de l’Alberta proviennent de plus de 50 000 femmes enceintes et plus de 1 300 enfants, mais en raison de la conception de l’étude (sérum combiné), on ne dispose pas de données pour décrire l’exposition dans les limites supérieures (95e centile) de la répartition. D’autres études indiquent que les hommes sont plus exposés, Or, ils ne sont pas présents l’étude albertaine. Les données obtenues des États-Unis et de l’Europe ont été considérées pour obtenir une évaluation des risques chez les personnes le plus exposées, mais des différences dans les plans expérimentaux (p. ex., sérum combiné ou échantillons individuels, comme la population cible [études sur la population générale, sur les suppléments, sur l’exposition professionnelle]) et dans les méthodes analytiques (spectrométrie de masse avec analyse colorimétrique, spectrométrie de masse avec activation neutronique ou spectrométrie de masse avec plasma à couplage inductif) ont compliqué la comparaison des études. On ne sait pas exactement dans quelle mesure les données européennes de biosurveillance sont représentatives de l’exposition des Canadiens au bore, bien que les concentrations soient semblables, ce qui augmente le degré de confiance dans l’utilisation de ces données pour la population canadienne. Il est possible que les concentrations au centile supérieur (p. ex., 95e) de bore dans le sang des Canadiens n’aient pas été « couvertes » par les ensembles de données européennes, et nous ne sommes pas certains à quel point les données de biosurveillance sont représentatives de l’exposition au bore présent dans des produits. L’inclusion du bore dans une étude de biosurveillance à l’échelle de la population (p. ex., l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé), et dans des études ciblées sur les utilisateurs de produits contenant de l’acide borique ou ses précurseurs, permettrait de réduire l’incertitude liée à la caractérisation de l’exposition.
Des incertitudes existent sur les estimations d’absorption par les utilisateurs de produits contenant de l’acide borique en raison d’un manque de données sur leur l’utilisation (p. ex., fréquence, quantité de produits utilisés, part de marché et marché ciblé), de modèles adéquats sur l’exposition pour prévoir l’absorption liée à l’utilisation de produits et en raison d’un manque d’études ciblées sur l’exposition. Il existe aussi des incertitudes sur la caractérisation de l’absorption cutanée, car les études comportent plusieurs limites, notamment un bilan de masse inadéquat et les mesures qui ne portent que sur une unie voie d’élimination. D’autres données, comme celles relatives à l’absorption cutanée (p. ex., lignes directrices de l’OCDE pour les études in vitro sur les humains et les rats, et pour les études in vivo sur les rats), l’utilisation de données sur le schéma d’exposition, les nouveaux modèles d’exposition pour l’absorption de produits et les études ciblées sur l’exposition permettraient de réduire les incertitudes dans l’évaluation de l’exposition.
Nous notons le niveau de confiance de modéré à élevé dans la corrélation par régression établie entre l’apport quotidien de bore et la concentration à l’équilibre de bore dans le sang, présentée à la sous-section 9.2.2. Une analyse semblable des concentrations de bore dans le sang en fonction de la dose administrée a été réalisée par Dourson et coll. (1998) et la relation entre les concentrations de bore dans le sang et les doses d’exposition ont déjà été utilisées pour caractériser les risques liés à l’exposition du bore (Bolt et coll., 2012). La présente évaluation développe le travail antérieur de Dourson et coll. (1998) pour inclure d’autres études sur les humains et des sources d’exposition pertinentes pour la population générale du Canada (p. ex., études sur les suppléments alimentaires et groupes témoin des études sur l’exposition en milieu de travail). Étant donné que la corrélation actuelle est établie à partir de données pertinentes sur l’absorption, les sources d’exposition ont été jugées pertinentes pour la population générale du Canada. Les données sur la toxicité et le taux d’absorption ont été prises en compte lors de l’extrapolation de la concentration de bore dans le sang pour revenir à l’apport quotidien. Les incertitudes relevées dans la présente analyse pourraient être réduites par de nouvelles études, dans le cadre desquelles toutes les grandes sources d’exposition (p. ex., aliments, eau potable, suppléments, produits) seraient considérées dans l’estimation de l’apport quotidien, ainsi que la collecte de nombreux points de concentration d’équilibre de bore dans le sang.
10. Conclusion
Compte tenu de tous les éléments probants considérés dans la présente ébauche d’évaluation préalable, l’acide borique, ses sels et ses précurseurs présentent un risque d’effets nocifs sur les organismes, mais non sur l’intégrité globale de l’environnement. Il est proposé de conclure que l’acide borique, ses sels et ses précurseurs répondent aux critères énoncés à l’alinéa 64a) de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), car ils pénètrent dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, il est proposé de conclure que l’acide borique, ses sels et ses précurseurs ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel à la vie.
Étant donné les marges entre les effets nocifs sur la santé et les estimations d’absorption que nous jugeons inadéquates pour dissiper les incertitudes dans la base de données sur l’exposition et les effets sur la santé, il est conclu que l’acide borique, ses sels et ses précurseurs répondent aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ces substances pénètrent dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.
11. Références
Abou-Shakara FR, Havercroft JM, Ward NI. 1989. Lithium and boron in biological tissues and fluids. Trace Elemen Med 6:142-146 [cité par Green et coll. 1994].
About Education. 2014. Slime Recipe - How to Make Borax and White Glue Slime [Internet] [consulté en décembre 2014] (Seulement disponible en anglais).
[ACEPU] Association canadienne des eaux potables et usées. 2001. Enquête nationale sur les stations d'épuration des eaux usées. Rapport final présenté à Environnement Canada, Inventaire national des rejets de polluants (INRP).
[ACIA] Agence canadienne d'inspection des aliments. 2014. Résidus chimiques dans les aliments Date de modification 2014-05-23 [consulté en avril 2014].
Agriculture et agroalimentaire Canada. 2013. Boron concentrations in Canadian soils. Unpublished, submitted to Environment Canada under the Chemicals Management Plan.
Alberta Environment. 2002. Lake Wabamun water quality and sediment survey. Preliminary report. Edmonton (AB): Alberta Environment. ISBN 0-7785-2296-0. 37 p (Seulement disponible en anglais).
Alberta Environment. 2003a. Spatial variability of water quality in Wabamun Lake (July 2002). Draft Report, Environmental Monitoring and Evaluation Branch, Alberta Environment.
Alberta Environment. 2003b. Wabamun Lake water quality 1982 to 2001. Science and Standards Branch, Alberta Environment.
Alberta Environment. 2006. Wabamun Lake Oil Spill August 2005: Data report for Water and Sediment Quality in the Pelagic Area of the Lake (August 4-5 to September 15, 2005). Edmonton (AB): Alberta Environment. ISBN 0-7785-4589-X. 99 p. (Seulement disponible en anglais).
Alberta Health and Wellness. 2008. The Alberta Biomonitoring Program: Chemical Biomonitoring in Serum of Pregnant Women in Alberta. Edmonton (AB): Alberta Health and Wellness. ISBN 978-0-7785-6695-3 [consulté le 2 mai 2013] (Seulement disponible en anglais).
American Chemical Society. 2014. Time for Slime. [Internet] [consulté en déc. 2014] (Seulement disponible en anglais).
Amorim JB, Natal-da-Luz T, Sousa JP, Loureiro S, Becker L, Römbke J, Soares AMVM. 2012. Boric acid as reference substance: pros, cons and standardization. Ecotoxicology 21:919-924.
Anaka A, Wickstrom M, Siciliano SD. 2007. Increased sensitivity and variability of phytotoxicity responses in arctic soils to a reference toxicant, boric acid. Environ Toxicol Chem 27(3):720-726.
Anderson DL, Kitto ME. 1994. Sources and atmospheric distribution of particulate and gas-phase boron. Atmos Environ 28(8):1401.
[ANSES] Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail. 2012. OPINION de l'Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail sur l'évaluation de la nécessité de revoir le classement de l'acide borique.
ANZECC. 2000. Australia and New Zealand Environment and Conservation Council and the Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand. Australian and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water Quality. Volumes 1, 2 & 3.
ARCHE 2010. Boron effects assessment in the terrestrial compartment, Final report 27 juillett 2010.
Argust P. 1998. Distribution of Boron in the Environment. Biol Trace Elemen Res 66:131-143.
Arslan N. 2013. Invisible face of boron pollution in fluvial ecosystem: the level in the tissues of sentinel and nectonic organisms. AMBIO 42:715-723.
[ASFC] Agence canadienne des services frontaliers. 2013. Renseignements collectées sur l'importation de biens visés par les codes HS 281000, HS 284011, HS 284019, HS 284030, HS 284020, HS 252800, HS 252810 and HS 252890. Renseignements confidentiels.
[ATSDR] Agency for Toxic Substances and Disease Registry. 2010. Toxicological Profile for boron. Atlanta (GA): U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service (Seulement disponible en anglais).
Autriche. 2008a. Annex XV Transitional Report--Boric Acid. Submitted by Austria, December 1, 2008. Documentation of the work done under the Existing Substance Regulation (EEC) No. 793/93 and submitted to the European Chemicals Agency according to Article 136(3) of Regulation (EC) No. 1907/2006. Published by the European Chemicals Agency (Seulement disponible en anglais).
Autriche. 2008b. Annex XV Transitional Report--Disodium Tetraborate Anhydrous. Submitted by Austria, December 1, 2008. Documentation of the work done under the Existing Substance Regulation (EEC) No. 793/93 and submitted to the European Chemicals Agency according to Article 136(3) of Regulation (EC) No. 1907/2006. Published by the European Chemicals Agency (Seulement disponible en anglais).
Ayars JE, Hoffman GJ, Schrale G. 1990. Strategies to reduce salt load in drainage water. In: Proceedings of the 1990 National Conference IrDiv/ASCE. Durango (CO). Pp. 331-338. [Cité dans : Nable RO, Bañuelos GS, Paull JC. 1997. Boron toxicity. Plant Soil 193:181-198.].
Ayars JE, Hutmacher RB, Schoneman RA, Vail SS, Pflaum T. 1993. Long term use of saline water for irrigation. Irrigation Sci 14:27-34. [Cité dans Nable RO, Bañuelos GS, Paull JC. 1997 Boron toxicity. Plant Soil 193:181-198.].
Bagheri A, Rathjen AJ, Paull JG. 1994. The response of Pisum sativum L. germplasm to high concentrations of soil boron. Euphytica 75:9-17.
Baird 1999. Environmental Chemistry, second edition. New York (NY): W.H. Freeman and Company. ISBN 0-7167-3153-3.
Ball RW, Harrass MC, Culver BD. 2012. Boron. Patty's Toxicology 45:885-934. Sixth Edition, Volume 1, John Wiley & Sons, Inc. (Seulement disponible en anglais).
Banerji. 1969. Boron adsorption on soils and biological sludges and its effects on endogenous respiration. Proceedings of the 24th Industrial Waste Conference, Engineering Extension Series No.135, Engineering Technical Reports Collection, Purdue University, p. 1118-1127 [Internet]. (Seulement disponible en anglais).
Bari MA, Kindzierski WB, Cho S. 2014. A wintertime investigation of atmospheric deposition of metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in the Athabasca oil sands region, Canada. Sci Total Environ 485-486: 180.
Barr RD, Barton SA, Schull WJ. 1996. Boron levels in man: Preliminary evidence of genetic regulation and some implications for human biology. Med Hypoth 46:286-289.
Barr RD, Clarke WB, Clarke RM, Venturelli J, Norman GR, Downing RG. 1993. Regulation of lithium and boron levels in normal human blood: environmental and genetic considerations. J Lab Clin Med 121(4):614-9.
Başaran N, Duydu Y, Bolt HM. 2012. Reproductive toxicity in boron exposed workers in Bandirma, Turkey. J Trace Elem Med Bio 26:165-167.
Basset RL. 1980. A critical evaluation of the thermodynamic data for boron ions, ion pairs, complexes, and poly anions in aqueous solution at 298.15 K 1 bar. Geochim Cosmochim Acta 44:1151 [cité par Kot 2009].
[BCMOE] British Columbia Ministry of Environment. 1978. Kootenay air and water quality study phase II. Water quality in the Elk and Flathead River Basins. Water Investigations Branch.
[BCMOE] British Columbia Ministry of Environment. 2005. Soil Quality Database. Technical Guidance on Contaminated Sites. British Columbia Ministry of Environment[Internet] (Seulement disponible en anglais).
[BDIPSN] Base de données sur les ingrédients de produits de santé naturels [database on the Internet]. 2014. Ottawa (ON), Santé Canada [consulté en mai 2014].
[BDPP] Base de données sur les produits pharmaceutiques [sur Internet]. 2014. Ottawa (ON), Santé Canada [consulté en mai 2014].
[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués [sur l'Internet]. 2014. Version 1.0. Ottawa (ON), Santé Canada [consulté en mai 2014].
Becker L, Scheffezyk A, Forster B, Oehlmann J, Princz J, Rombke J, Moser T. 2011. Effects of boric acid on various microbes, plants, and soil invertebrates. J Soils Sediments 11:238-248.
Becker-Van Slooten K, Campiche S, Tarradellas J. 2003. Research in support of the Environment Canada Collembolan toxicity test method with Folsomia candida for assessment of contaminated soils, final report. Prepared for Method Development and Applications Section, Centre de technologie environnementale, Environnement Canada, by Laboratory of Environmental Chemistry and Ecotoxicology (CECOTOX), Ecole polytechnique federale de Lausanne (EPFL), ENAC-ISTE.
Bellaloui N, Abbas HK, Gillen AM, Abel CA. 2009. Effect of glyphosate-boron application on seed composition and nitrogen metabolism in glyphosate-resistant soybean. J Agri Food Chem 57:9050-9056.
Bellaloui N, Mengistu A, Fisher DK, Abel CA. 2012a. Soybean seed composition as affected by drought and Phomopsis in phomopsis-susceptible and resistant genotypes. J Crop Imp 26:428-453.
Bellaloui N, Mengistu A, Zobiole LHS, Shier WT. 2012b. Resistance to toxin-mediated fungal infection: Role of lignins, isoflavones, other seed phenolics, sugars, and boron in the mechanism of resistance to charcoal rot disease in soybean. Toxin Rev 31:16-26.
Bergmann W, Bruchlos P, Marks G. 1995. The toxic limiting value of boron. Tenside Surfact Det 32(3):229-237.
Bergmann W. 1988. Ernährungsstörungen bei Kulturpflanzen. Entstehung, visuelle und analytische diagnose. Fischer Verlag, Jena, Germany [cité par Marschner 1995].
[BfR] Bundesinstitut fur Risikobewertung. 2005. Borsaure in Hupfknete. Gesundheitliche Bewertung Nr. 014/2005 des BfR vom 27. Oktober 2004 [Internet]. (Seulement disponible en allemand).
Birge WJ, Black JA. 1977. Sensitivity of vertebrate embryos to boron compounds. EPA-560/1-76-008. Washington (DC): Office of Toxic Substances, U.S. EPA.
Black JA, Barnum JB, Birge WJ. 1993. An integrated assessment of the effects of boron to the rainbow trout. Chemosphere 26:1383-1413.
Bolaños L, Brewin NJ, Bonilla I. 1996. Effects of boron on rhizobium-legume cell-surface interactions and node development. Plant Physiol 110:1249-1256.
Bolt HM, Başaran N, Duydu Y. 2012. Human environmental and occupational exposures to boric acid: reconciliation with experimental reproductive toxicity data. J Toxicol Environ Health A 75(8-10): 508-14.
Bonanno G. 2011. Trace element accumulation and distribution in the organs of Phragmites australis (common reed) and biomonitoring applications. Ecotoxicol Environ Safe 74:1057.
Borax Europe. 2012. Joint chemical safety report: Boric acid. EC Number: 233-139-2, CAS Number: 10043-35-3. Prepared for the European Chemicals Agency (ECHA) for REACH.
Borax. 2013. Borates in metallurgical applications [Internet]. (Seulement disponible en anglais).
Borax. 2014a. Insulation [Internet]. En ligne : http://www.borax.com/market/insulation.aspx.
Borax. 2014b. Borates in gypsum board [Internet] (Seulement disponible en anglais).
Boyle. 1974. Elemental Associations in Mineral Deposits and Indicator Elements of Interest in Geochemical Prospecting (Revised). Geological Survey of Canada. Paper 74-45, 40 p.
Brown PH, Bellaloui N, Dandekar AM, Hu H. 1999. Transgenically enhanced sorbitol synthesis facilitates fhloem boron transport and increases tolerance of tobacco to boron deficiency. Plant Physiol 119:17-20.
Brown PH, Bellaloui N, Wimmer MA, Bassil ES, Ruiz J, Hu H, Pfeffer H, Dannel F, Romheld V. 2002. Boron in plant biology. Plant Biol 4:205-223.
Bryant CW, Pagoria PS. 2004. The fate of metals in forest industry wastewater treatment systems. Water Sci Technol 50(3):21-28.
Buchter BD, Amacher MC, Hinz C, Iskandar IK, Selim HM. 1989. Correlation of Freundlich Kd and n retention parameters with soils and elements. Soil Sci 148(5):370.
Butterwick L, De Oude N, Raymond K. 1989. Safety assessment of boron in aquatic and terrestrial environments. Ecotoxicol Environ Safe 17:339-371.
[CAC] Conseil des académies canadiennes. 2014. Incidences environnementales liées à l'extraction du gaz de schiste au Canada. Comité d'experts chargés de l'évaluation, Harnacher la science et la technologie pour comprendre les incidences environnementales liées à l'extraction du gaz de schiste.
Cain RT, Swain LG. 1980. Fraser River Estuary Study. Water Quality. Municipal Effluents. Province of British Columbia.
Cain WS, Jalowayski AA, Kleinman M, Lee N-S, Lee B-R, Ahn B-H, Magruder K, Schmidt R, Hillen BK, Warren CB et coll. 2004. Sensory and associated reactions to mineral dusts: sodium borate, calcium oxide, and calcium sulfate. J Occup Environ Hyg 1:222-236.
Cain WS, Jalowayski AA, Schmidt R, Kleinman M, Magruder K, Lee KC, Culver BD. 2008. Chemesthetic responses to airborne mineral dusts: Boric acid compared to alkaline materials. Int Arch Occup Environ Health 81:337-345.
Cakmak L, Römheld V. 1997. Boron deficiency-induced impairments of cellular function in plants. Plant Soil 193:71-83.
Camacho-Cristóbal JJ, González-Fontes A. 2007. Boron deficiency decreases plasmalemma H+-ATPase expression and nitrate uptake, and promotes ammonium assimilation into asparagine in tobacco roots. Planta 226:443-451.
Camacho-Cristóbal JJ, Rexach J, González-Fontes A. 2008. Boron in plants: deficiency and toxicity. J Integr Plant Biol 50:1247-1255.
Canada. 1978. Règlement sur les aliments et drogues, C.R.C., c. 870. (Seulement disponible en anglais)
Canada. 1985a. Loi sur les aliments et drogues, L.R.C. 1985, c. F-27.
Canada. 1985b. Loi sur les engrais, L.R.C. 1985, c. F-10.
Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C. 1999, c. 33, Partie III, vol. 22, no 3.
Canada. 2002. Loi sur les produits antiparasitaires. L.C. 2002, c.28.
Canada. 2003. Règlement sur les produits de santé naturels. DORS/2003-196.
Canada. 2009. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances inanimées (chimiques) inscrites sur la Liste intérieure. Gazette du Canada, Partie I: vol. 143, no 40 - 3 octobre 2009.
Canada. 2010. Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation, L.C. 2010, c.21.
Canada. 2011. Règlement sur les jouets. DORS/2011-17. En ligne :
Canada. 2014. Règlement sur les cosmétiques C.R.C., c. 869. En ligne :
[CCME] Conseil canadien des ministres de l'environnement Conseil canadien des ministres de l'environnement. 2009. Scientific criteria document for the development of the Canadian Water Quality Guidelines for Boron. PN 1437, ISBN 978-1-896997-89-6 PDF.
[CCME] Conseil canadien des ministres de l'environnement. 2006. Protocole d'élaboration de recommandations pour la qualité des sols en fonction de l'environnement et de la santé humaine.
[CCME] Conseil canadien des ministres de l'environnement. 2007. Protocole d'élaboration des recommandations pour la qualité des eaux en vue de protéger la vie aquatique. Dans Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement, 1999, Conseil canadien des ministres de l'environnement.
[CEI] Cantox Environmental Inc. 2003. Ecological Risk Assessment for Teck Cominco Operations at Trail, British Columbia; Terrestrial Risk Modelling Level of Refinement # 2. Prepared for Teck Cominco Metals Ltd.
CEH. 2011. CEH Marketing Research Report: Boron Minerals and Chemicals.
[CGC] Commission géologique du Canada. 2002. Dossier ouver 4171: The deposition of trace elements on the land/surface soil in the Wabamun Lake area, Alberta, Canada. Ottawa (ON). 66 p. (Seulement disponible en anglais).
Chang BL, Robbins WA, Wei F, Xun L, Wu G, Li N, Elashoff DA. 2006. Boron workers in China: exploring work and lifestyle factors related to boron exposure. AAOHN J 54(10):435-443.
Chauveheid E, Denis M. 2004. The boron-organic carbon correlation in water. Water Res 38:1663.
Cheng CM, Hack P, Chu P, Chang YN, Lin TY, Ko CS, Chiang PH, He CC, Lai YM, Pan WP. 2009. Partitioning of mercury, arsenic, selenium, boron and chloride in a full-scale coal combustion process equipped with selective catalytic reduction, electrostatic precipitation and flue gas desulfurization systems. Energy Fuels 2009(23):4805-4816.
Cheung K, Sanei H, Klassen P, Mayer B, Goodarzi F. 2009. Produced fluids and shallow groundwater in coalbed methane (CBM) producing regions of Alberta, Canada: Trace element and rare earth element geochemistry. Int J Coal Geol 77:338-349.
Clarke BC, Gibson RS. 1988. Lithium, boron and nitrogen in 1-day diet composites and a mixed-diet standard. J Food Comp Anal 1:209-220.
Clarke WB, Guscott R, Downing RG, Lindstrom RM. 2004. Endogenous lithium and boron red cell-plasma ratios: normal subjects versus bipolar patients not on lithium therapy. Biol Trace Elem Res 97(2):105-116.
Clarke WB, Koekebakker M, Barr RD, Downing RG, Fleming RF. 1987a. Analysis of ultratrace lithium and boron by neutron activation and mass-spectrometric measurement of 3He and 4He. Appl Radiat Isotopes 38(9):735-743.
Clarke WB, Webber CE, Koekebakker M, Barr RD. 1987b. Lithium and boron in human blood. J Lab Clin Med 109(2):155−158.
Closs LG, Sado EV. 1981. Geochemistry of Soils and Glacial Sediments Near Gold Mineralization in the Beardmore-Geraldton Area. District of Thunder Bay. Ministry of Natural Resources, Ontario Government.
[CNRC] Conseil national de recherches du Canada. 1981. Coal Mining and Ground-Water Resources in the United States. A report prepared by the Committee on the Groundwater Resources in relation to Coal Mining. Board on Mineral and Energy Resources, Commission sur les ressources naturelles, Conseil national de recherches.
Cöl M, Sayli BS, Genc Y, Ercevik E, Elhan AH, Keklik A. 2000. An assessment of fertility in boron exposed workers in Turkey: an epidemiological approach. Turk J Med Res 18:10-6. [Cité par Scialli et coll. 2010, detail found in EBA_comments_Annex_XV_100104_final.sflb.pdf].
Commission européenne. 2008. Règlement (CE) no 1272/2008 du Parlement européen et du Conseil du 16 décembre 2008 relatif à la classification, à l'étiquetage et à l'emballage des substances et des mélanges, modifiant et abrogeant les directives 67/548/CEE et 1999/45/CE et modifiant le règlement (CE) no 1907/2006.
Commission européenne. 2009. Boric acid, Product-type 8 (Wood preservative). Annex I, the Netherlands. Finalised in the Standing Committee on Biocidal Products at its meeting on 20 February 2009 in view of its inclusion in Annex I to Directive 98/8/EC.
Conestoga-Rovers and Associates. 2013. Landfill Monitoring Data - Correlation, Trends, and Perspectives. Report Number 9. Raport non publié produit pour Environnement Canada. 435 p.
[ConsExpo] Consumer Exposure Model [Internet]. 2006. Version 4.1. Bilthoven (NL): Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment] [consulté en nov. 2014]. (Seulement disponible en anglais).
Cotton FA, Wilkinson G. 1999. Advanced Inorganic Chemistry,5th Ed. New York (NY): John Wiley & Sons.
Craan AG, Myres AW, Green DW. 1997. Hazard assessment of boric acid in toys. Regul Toxicol Pharm 26:271-280.
Craw D, Rufaut CG, Haffert L, Todd A. 2006. Mobilisation and attenuation of boron during coal mine rehabilitation, Wangaloa, New Zealand. Sci Total Environ 368:444.
[CSSC] Comité scientifique pour la sécurité des consommateurs. Commission européenne. 2010a. Opinion on boron compounds. (Seulement disponible en anglais).
[CSSC] Comité scientifique pour la sécurité des consommateurs. Commission européenne. 2010b. Opinion on sodium perborate and perboric acid. (Seulement disponible en anglais).
[CSUR] Canadian Society for Unconventional Resources. 2014. Water disposal [Internet]. (Seulement disponible en anglais).
Culver BD, Hubbard SA. 1996. Inorganic boron health effects in humans: an aid to risk assessment and clinical judgment. J Trace Elem Exp Med 9:175-184.
Culver BD, Shen P, Taylor TH, Feldstein AL, Anton-Culver H, Strong PL. 1993. Absorption of boron by sodium borate and boric acid production workers. Report to US Borax, August 11 [cité par Rio Tinto Borax 2005].
Culver BD, Shen PT, Taylor TH, Lee-Feldstein A, Anton-Culver H, Strong PL. 1994. The relationship of blood-and urine-boron exposure in borax-workers and usefulness of urine-boron as an exposure marker. Environ Health Perspect 102(7):133-137.
Davies. 2008. Effectiveness evaluation, Creston Valley, BC. Ministry of Environment, Kootenay Region, Environmental Protection Division.
Davis SM, Drake KD, Maier KJ. 2002. Toxicity of boron to duckweed, Spirodella polyrrhiza. Chemosphere 48:615-620.
Del-Campo Marin CM, Oron G. 2007. Boron removal by the duckweed Lemna gibba: A potential method for the remediation of boron-polluted waters. Water Res 41:4579.
Dethloff GM, Stubblefield WA, Schlekat CE. 2009. Effects of water quality parameters on boron toxicity to Ceriodaphnia dubia. Arch Environ Contam Toxicol 57:60.
Dordas C, Apostolides G, Goundra O. 2007. Boron application affects seed yield and seed quality of sugar beets. J Agr Sci 145:377-384.
Dos Santos GCG, Rodella AA, Abreu CA, Coscione AR. 2010. Vegetable species for phytoextraction of boron, copper, lead, manganese and zinc from contaminated soil. Sci Agric 67(6):713 -719. ISSN 0103-9016. (Seulement disponible en anglais).
Dourson M, Maier A, Meek B, Renwick A, Ohanian E, Poirier K. 1998. Boron tolerable intake re-evaluation of toxicokinetics for data-derived uncertainty factors. Biol Trace Elem Res 66:453-463.
Draize JH, Kelley EA. 1959. The urinary excretion of boric acid preparations following oral administration and topical applications to intact and damaged skin of rabbits. Toxicol Appl Pharm 1:267-276.
Duydu Y, Başaran N, Üstündağ A, Aydin S, Ündeğer Ü, Ataman OY, Aydos K, Düker Y, Ickstadt K, Waltrup BS et coll. 2011. Reproductive toxicity parameters and biological monitoring in occupationally and environmentally boron-exposed persons in Bandirma, Turkey. Arch Toxicol 85(6):589-600.
Duydu Y, Başaran N, Üstündağ A, Aydın S, Ündeğer Ü, Ataman OY, Aydos K, Düker Y, Ickstadt K, Waltrup BS et coll. 2012. Assessment of DNA integrity (COMET assay) in sperm cells of boron-exposed workers. Arch Toxicol 86(1):27-35.
Dyer SD. 2001. Determination of the aquatic PNEC0.05 for boron. Chemosphere 44:369-376.
[ECETOC] Centre d'écologie et de toxicologie de l'industrie chimique européenne. 1995. Reproductive and general toxicology of some inorganic borates and risk assessment for human beings. Technical Report No. 65. Bruxelles (Belgique): Centre d'écologie et de toxicologie de l'industrie chimique européenne.
Eckhert CD. Boron stimulates embryonic trout growth. 1998. J Nutr 128(12):2488-2493.
Edwall L, Karlén B, Rosén A. 1979. Absorption of boron after mouthwash treatment with Bocosept. Eur J Clin Pharmacol 15(6):417-20.
[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. ©2007-2014. Registered Substances database. Search results for CAS RN 10043-35-3. Helsinki (FI): ECHA [consulté en fev. 2014] (Seulement disponible en anglais).
[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2010. Annex XV dossier. Proposal for identification of a substance as substance of very high concern (SVHC). Substance name: Boric acid. EC Number: 233-139-2/234- 343-4. CAS RN: 10043-35-3/11113- 50-1. Helsinki: European Chemicals Agency.
[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2012. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Chapter R.16: Environmental exposure estimation, Version 2.1. Helsinki (FI): European Chemicals Agency (Seulement disponible en anglais).
[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2014. Committee for Risk Assessment. Opinion proposing harmonised classification and labelling at EU level of boric acid, CAS RN 10043-35-3. CLH-O-0000003738-64-03/D. Adopted 14 March 2014.
[EFSA] Autorité européenne de sécurité alimentaire. 2013. Scientific opinion on the re-evaluation of boric acid (E284) and sodium tetraborate (borax) [E 285] as food additives. EFSA panel on food additive and nutrient sources added to food (ANS). EFSA Journal 11(10):3407.
[EFSA] Autorité européenne de sécurité alimentaire. 2004. Opinion of the Scientific Panel on Dietetic Products, Nutrition and Allergies on a request from the Commission related to the Tolerable Upper Intake Level of Boron (Sodium Borate and Boric Acid). Request N° EFSA-Q-2003-018.
[EFSA] Autorité européenne de sécurité alimentaire. 2011a. Scientific Opinion on the substantiation of health claims related to boron and prevention and treatment of prostate cancer (ID 221), maintenance of normal thyroid function (ID 222) and contribution to normal cognitive function (ID 223) pursuant to Article 13(1) of Regulation (EC) No 1924/2006 (Seulement disponible en anglais).
[EFSA] Autorité européenne de sécurité alimentaire. 2011b. Scientific Opinion on the substantiation of health claims related to boron and maintenance of bone (ID 218, 219) and maintenance of joints (ID 219, 220) pursuant to Article 13(1) of Regulation (EC) No 1924/20061 (Seulement disponible en anglais).
Eisler R . 1990. Boron hazards to fish, wildlife, and invertebrates: a synoptic review. U.S. Fish and Wildlife Service., Biological Report 85(1.20). 32 p.
Elrashidi MA, O'Connor GA. 1982. Boron sorption and desorption in soils. Soil Sci Soc Am J 46:27.
Emiroglu O, Cicek A, Arslan N, Aksan S, Ruzgar M. 2010. Boron concentration in water, sediment and different organisms around large borate deposits of Turkey. Bull Environ Contam Toxicol 84:427.
Emsley J. 1989. The Elements. Oxford (UK): Clarendon Press. p. 32 [cité par Ball 2012].
Environnement Canada et Santé Canada. 2014. Documents à l'appui : Scoping Document for Boron-containing substances. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information in support of the Screening Assessment for the boron-containing substances grouping. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2006. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA 1999: Science resource technical series, technical guidance module: Sludge amendment. Document de travail. Gatineau (QC): Environnement Canada, Conseil canadien des ministres de l'environnement.
Environnement Canada. 2007. Catégorisation écologique des substances inscrites sur la liste intérieure des substances (LIS) [Internet]. [actualisé et consulté en mai 2007].
Environnement Canada. 2009. Données sur certaines substances inanimées (chimiques) recueillies en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances inanimées (chimiques) inscrites sur la Liste intérieure. Données produites par Environnement Canada, Santé Canada; Programme des substances existantes.
Environnement Canada. 2013a. Fenceline Metals in Air Measurements. Estimated Releases of Boron, Selenium and Cobalt. Données non publiées de 1991 à 2011. mars 2013 courriel d eSection de recherche et mesure des émissions, Centre des sciences et technologies environnementales, Direction générale des sciences et de la technologie.
Environnement Canada. 2013b. Voluntary submissions obtained as part of the CMP 2 Grouping initiative, boron-containing substances grouping. Année 2013.
Environnement Canada. 2013c. Data obtained from CMP monitoring program for the Grouping initiative, boron-containing substances grouping. Année 2013.
Environnement Canada. 2014a. Documents à l'appui : Additional information on the Canadian sources and uses of boron-containing substances. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014b. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for coal-fired power generation. Gatineau (QC): Environnement Canada. Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014c. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for metal mining. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014d. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for base metals and precious metals smelting and refining. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014e. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for coal mining. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014f. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for oil sands mining. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014g. Documents à l'appui : Releases and exposure characterization for pulp and paper manufacturing. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014h. Documents à l'appui : Ecological modelled exposure analysis of boron-containing substances. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014i. Documents à l'appui : Summary Table of aquatic toxicity data. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014j. Documents à l'appui : Summary Table of terrestrial toxicity data. Gatineau (QC): Environnement Canada. Information en appui à l'évaluation préliminaire de l'acide borique publié en février 2015. Disponible sur demande à : substances@ec.gc.ca.
Environnement Canada. 2014k. Unpublished terrestrial toxicity data submitted by Method Development and Applications Section, Centre de technologie environnementale, Environnement Canada.
Environnement Canada. 2014l. Soil PEC calculation spreadsheet. Spreadsheet calculations to convert soil deposition rates to soil concentrations. Division des évaluations écologiques.
Environnement Canada. 2014m. Unpublished confidential reports submitted to Environment Canada under the Environmental Effects Monitoring (EEM) Program of the Metal Mining Effluent Regulations (MMER) and Pulp and Paper Effluent Regulations (PPER). Gatineau (QC): Environnement Canada, Division des produits forestiers et de la Loi sur les pêches.
Environnement Canada. 2014n. Voluntary information obtained as part of the CMP 2 Grouping initiative, boron-containing substances grouping. Année 2014.
Equilibrium Environmental Inc. 2012. Sulfate adsorption and desorption properties of Alberta soils and their relevance to transport properties and leaching / redistribution rates. Final report.
Eriksson J, Bergholm J, Kvist K. 1981. Injury to vegetation caused by industrial emissions of boron compounds. Silva Fenn 15 (4):459.
ESG International Inc. and Aquatera Environmental Consulting Ltd. 2003. Assessment of the biological test methods for terrestrial arthropods: further refinement of the Collembola test method using Onychiurus Folsomi. Prepared for Method Development and Applications Section, Centre de technologie environnementale, Environnement Canada.
Espinoza-Navarro O, Cortés S, Monreal J, Ferreccio C. 2010. Spermograms of healthy young subjects living in Arica, Chile. Rev Med Chile138(12):1510-1516 (texte complet en espagnol). [Cité par ECHA 2014].
Etimine. 2014. Boron Usage, Glass and Glass Fibers [Internet]. En ligne : http://www.etiproducts.com/boron-in-glass-and-glass-fibre-13s.htm.
Farr LE, Konikowski T. 1963. The renal clearance of sodium pentaborate in mice and men. Clin Chem 9:771-726..
Fernandez E, Sanchez E, Bonilla I, Mateo P, Ortega P. 1984. Effect of boron on the growth and cell composition of Chlorella pyrnoidosa. Phyton 44:125−131.
Ferrando AA, Green NR, Barnes KW, Woodward B. 1993. Microwave digestion preparation and ICP determination of boron in human plasma. Biol Trace Elem Res 37:17−25.
Fisher RS, Freimuth HC. 1958. Blood boron levels in human infants. J Invest Dermatol 30:85-86.
Fogg TR, Duce RA. 1985. Boron in the troposphere-distribution and fluxes. J Geophys Res 20:3781−3796.
Förster B, Becker L. 2009. Boric acid: Terrestrial plant seedling emergence test. According to ISO 11269-2 Soil Quality, Determination of the effects of pollutants on soil flora, Part 2: Effects of chemicals on the emergence and growth of higher plants (2005). ECT Oekotoxikologie GmbH, for Reach Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (BE).
Fort DJ, Propst TL, Stover EL, Strong PL, Murray FJ. 1998. Adverse reproductive and developmental effects in Xenopus from insufficient boron. Biol Trace Elem Res 66(1-3):237−259.
Fort DJ, Rogers RL, McLaughlin DW, Sellers CM, Schlekat CL. 2002. Impact of boron deficiency on Xenopus laevis: a summary of biological effects and potential biochemical roles. Biol Trace Elem Res 90(1-3):117−142.
Fort DJ. 2011. Amphibian reproduction study (Xenopus laevis). Testing laboratory: Fort Environmental Laboratories, Inc. (In-life testing), 515 South Duncan Street, Stillwater (OK) 74074; and ABC Laboratories Inc. (Analytical Chemistry), 7200 E. ABC Lane, Columbia (MO) 65202. Report no: RIOT01-00232. Owner company: RTM, 2500 W. Higgins Road, Suite 1000, Hoffman Estates (IL) 60169. Report date: 2011-02-21.
FracFocus. 2014. What chemicals are used. FracFocus Chemical Disclosure Registry [Internet].
Frank RA, Roy JW, Bickerton G, Rowland ST, Headley JV, Scarlett AG, West CE, Peru KM, Parrott JL, Conly FM et coll. 2014. Profiling oil sands mixtures from industrial developments and natural groundwaters for source identification. Enviro Sci Technol 48(5):2660−2670.
Frenette JL. 2007. An evaluation of benthic invertebrate communities as an indicator of stream ecosystem health below active coal mines in the Elk river watershed.
Garabrant DH, Bernstein L, Peters JM, Smith T, Wright WE. 1985. Respiratory effects of borax dust. Brit J Ind Med 42:831−837 [cité par ATSDR 2010].
Garabrant DH, Bernstein L, Peters JM, Smith TJ. 1984. Respiratory and eye irritation from boron oxide and boric acid dusts. J Occup Med 26(8):584−586 [cité par ATSDR 2010].
Gerke A. 2011a. Boric acid: chronic toxicity in whole sediment to freshwater midge, Chironomus riparius using spiked sediment. Testing laboratory: ABC Laboratories, Inc. Report no: Study No. 65474. Owner company: REACH Consortium for Borates. Report date: 2011-01-31.
Gerke A. 2011b. Boric acid: chronic toxicity in whole sediment to freshwater midge, Chironomus riparius using spiked water. Testing laboratory: ABC Laboratories, Inc. Report no: Study No. 65475. Owner company: REACH Consortium for Borates. Report date: 2011-01-31.
Gestring WD, Soltanpour PN. 1987. Comparison for soil tests for assessing boron toxicity to Alfalfa. Soil Sci Soc Am J 51:1214−1219.
Goldbach H. 1985. Influence of boron nutrition on net uptake and efflux of 32P and 14C-glucose in Helianthus annuus roots and cell cultures of Daucus carota. J Plant Physiol 118:431-438.
Goldberg S. 1997. Reactions of boron with soils. Plant Soil 193:35−48.
Goldbloom RB, Goldbloom A. 1953. Boric acid poisoning: report of four cases and a review of 109 cases from the world literature. J Pediatr 43:631−643 [cité par UK FSA 2002].
Goodarzi F. 2013. Characteristics and elemental composition of milled coals, bottom and fly ashes from power plants in Alberta and Nova Scotia. Rapport non publié préparé par FG e Partners Ltd., Calgary (AB) et soumis à Environnement Canada, janvier 2013, 108 p.
GoodGuide Inc. 2014. GoodGuide [Internet] [consluté en déc. 2014].
Gordon AS, Prichard JS, Freedman MH. 1973. Seizure disorders and anemia associated with chronic borax intoxication. Can Med Assoc J 108:719−721, 724.
Goulle JP, Mahieu L, Castermant J, Neveu N, Bonneau L, Laine G, Bouige D, Lacroix C. 2005. Metal and metalloid multi-elementary ICP-MS validation in whole blood, plasma, urine and hair reference values. Forensic Sci Int 153:39-44.
Gouvernement du Canada. 2014. Science Funfest. Science.gc.ca [Internet] [consulé en déc. 2014].
Gouvernement du Nouveau Brunswick. 2005. Étude sur la santé dans la région de Belledune, Annexe A - Évaluation des risques à la santé humaine. Ministère de la Santé et du Mieux-être, Gouvernement du Nouveau Brunswick [consulté en juillet 2014].
Government of Alberta. 2010. Alberta Biomonitoring Program. Chemicals in Serum of Children in Southern Alberta 2004-2006. Influence of Age Comparison to Pregnant Women [consulté le 2 mai 2013] (Seulement disponible en anglais).
Green NR, Ferrando AA. 1994. Plasma Boron and the Effects of Boron Supplementation in Males. Environ Health Perspect 102(Suppl 7):73−77.
Grella P, Tambuscio B, Suma V. 1976. Boric acid and poisoning during pregnancy: Description of one case. Acta Anaesthesiol Italica 27:745−748 [in Italian] [cité par ECHA 2010].
Gu B, Lowe LE. 1990. Studies on the adsorption of boron on humic acids. Can J Soil Sci 70:305−311 [cité par Keren and Communar 2009].
Guhl W. 1992a. Laboratory river models and their relevance to the real environment. Presentation at Joint Meeting of SETAC-Europe, Potsdam (DEU), 22−24 June 1992 [cité par Dyer 2001].
Guhl W. 1992b. Okologischesspekte von bor. SOFW J 118(18/92):1159−1168 [cité par Dyer 2001].
Gupta UC, Jame YW, Campbell CA, Leyshon AJ, Nicholaichuk W. 1985. Boron toxicity and deficiency: A review. Can J Soil Sci 65(3):381-409.
Gupta UC. 1967. A simplified method for determining hot-water soluble boron in podzol soils. Soil Sci 103(6):424-428 [cité par Parks and Edwards 2005].
Gupta UC. 1993. Boron and its role in crop production. CRC Press Inc., ISBN 0-8493-6582-1.
Gupta UC. 2009. Effects of oil sands process-affected water and substrates on wood frog (Rana sylvatica) eggs and tadpoles. Thesis submitted to the College of Graduate Studies and Research, in partial fulfillment of the requirements for the degree of Master of Science in the Toxicology Graduate Program at the University of Saskatchewan, Saskatoon (SK), Canada.
Hall S, Lockwood R, Harrass MC. 2014. Application of a unique test design to determine the chronic toxicity of boron to the aquatic worm lumbriculus variegatus and fatmucket mussel
Hamilton S, Wiedmeyer RH. 1990. Concentrations of boron, molybdenum and selenium in chinook salmon. T Am Fish Soc 119:500.
Hamilton SJ, Buhl KJ. 1990. Acute toxicity of boron, molybdenum and selenium to fry of chinook salmon and coho salmon. Arch Environ Contam Toxicol 19:366.
Hansveit R, Schoonmade JA, Akdemir A. 2001. The assessment of the effects of Boric Acid, manufacturing grade, on the nitrogen transformation activity of soil microorganisms (OECD 216 Guideline). Department of Environmental Toxicology. Schoemakerstraat 97. For Borax Europe Limited, UK.
Harari F, Roncob AM, Conchac G, Llanosb M, Grandéra G, Castrob F, Palma B, Nermella B, Vahtera M. 2012. Early-life exposure to lithium and boron from drinking water. Reprod Toxicol 34:552-560.
Hart RJ, Taylor HE, Antweiler RC, Graham DD, Fisk GG, Rigins SG. 2005. Sediment chemistry of the Colorado River Delta of Lake Powell, Utah. Open-file report 2005-1178. U.S. Department of the Interior, U.S. Geological Survey, Denver [cité par Kot 2009].
Hasbahceci M, Cipe G, Kadioglu H, Aysan E, Muslumanoglu M. 2013. Reverse relationship between blood boron level and body mass index in humans: does it matter for obesity? Biol Trace Elem Res 153:141-144.
Haviland Consumer Products, Inc. 2007. MSDS Document, Product ProTeam Supreme [consuté en déc. 2014]. En ligne : http://www.proteampoolcare.com/images/uploads/SUPREME.pdf.
Heitland P, Köster HD. 2006. Biomonitoring of 37 trace elements in blood samples from inhabitants of northern Germany by ICP-MS. J Trace Elem Med Bio 20:253-262.
Hickey CW. 1989. Sensitivity of four New Zealand cladoceran species and Daphnia magna to aquatic toxicants. New Zeal J Mar Fresh 23:131-137.
Hitchon B, Levinson AA, Horn MK. 1977. Bromide, Iodide and Boron in Alberta formation waters. Edmonton (AB): Alberta Research Council.
Holden AA, Haque SE, Mayer KU, Ulrich AC. 2013. Biogeochemical processes controlling the mobility of major ions and trace metals in aquitard sediments beneath an oil sand tailing pond: Laboratory studies and reactive transport modeling. J Contam Hydrol 151:55.
Holleman AF, Wiberg E. 2001. Inorganic Chemistry. New York (NY): Academic Press [cité par Parks and Edwards 2005].
Hooftman RN, Van Drongelen-Sevenhuijsen D, de Haan HPM. 2000a. Toxicity test with boric acid, manufacturing grade and the midge larva Chironomus riparius using spiked sediment (Guideline: OECD draft document, May 1998). TNO report V99.1146, TNO Nutrition and Food Research Institute, Department of Environmental Toxicology, The Netherlands.
Hooftman RN, van Drongelen-Sevenhuijsen D, de Haan HPM. 2000b. Early life stage test under semi-static conditions with boric acid, manufacturing grade and the zebra fish Brachydanio rerio> (OECD Guideline no. 210). The Netherlands: TNO Nutrition and Food Research Institute. TNO Report V99-168, Rapport non publié à Borax Europe, Ltd.
Hosseini SM, Maftoun M, Karimian N, Ronaghi A, Emam Y. 2007. Effect of zinc x boron interaction on plant growth and tissue nutrient concentration of corn. J Plant Nutr 30:773-781.
[HERA] Human and Environmental Risk Assessment. 2005. Human & Environmental Risk Assessment on Ingredients of Household Cleaning Products: Guidance document methodology (Seulement disponible en anglais).
[HPD] Household Products Database [database on the Internet]. 1993- . Bethesda (MD): National Library of Medicine(U.S.) [conulté en nov. 2013] (Seulement disponible en anglais).
Howe PD. 1998. A review of boron effects in the environment. Bio Trace Elem Res 66:153.
Hu H, Brown PH. 1994. Localization of boron in cell walls of squash and tobacco and its association with pectin: evidence for a structural role of boron in the cell wall. Plant Physiol 105:681-689.
Hu H, Brown PH. 1997. Absorption of boron by plant roots. Plant Soil 193:49-58.
Huguier P, Manier N, Meline C, Bauda P, Pandard P. 2013. Improvement of the carnorhabditis elegans growth and reproduction test to assess the ecotoxicity of soils and complex matrices. Environ Toxicol Chem 32(9):2100.
Hunt C. 2006. Dietary boron: progress in establishing essential roles in human and animal physiology. In: Guyaguler T, Karakas S, Ozdemir Z, Karakas A, Bukulmez A, Sonmezer O, editors. Proc. 3rd Int. Boron Symposium, November 2-4, 2006, Ankara (Tur), p. 3-10.
Hunt CD, Friel JK, Johnson LK. 2004. Boron concentrations in milk from mothers of full-term and premature infants. Am J Clin Nutr 80:1327-33.
Hunt CD, Herbel JL, Nielsen FH. 1997. Metabolic responses of postmenopausal women to supplemental dietary boron and aluminum during usual and low magnesium intake: boron, calcium, and magnesium absorption and retention and blood mineral concentrations. Am J Clin Nutr 65:803-13.
[ICMM] Conseil international des mines et métaux 2007a. Risk Characterization: General Aspects, Metals Environmental Risk Assessment Guidance (MERAG) Fact sheet 01. Londres, Royaume-Uni, 22 p.
[ICMM] Conseil international des mines et métaux. 2007b. Effects assessments: data compilation, selection and derivation of PNEC values for the risk assessment of different environmental compartments (water, STP, soil, sediment), Metals Environmental Risk Assessment Guidance (MERAG) Fact sheet 03. Londres, Royaume-Uni, 33 p.
[ICMM] Conseil international des mines et métaux. 2007c, Exposure assessment, Metals Environmental Risk Assessment Guidance (MERAG), Factsheet no. 2. Londres, Royaume-Uni,, 50 p.
[IOM] Institute of Medicine. 2001. U.S. Food and Nutrition Board. Dietary Reference Intakes: Vitamin A, Vitamin K, Arsenic, Boron, Chromium, Copper, Iodine, Iron, Manganese, Molybdenum, Nickel, Silicon, Vanadium, and Zinc. Washington (DC): Institute of Medicine.
Intrinsik Environmental Sciences Inc., Swansin Environmental Strategies Ltd., Delphinium Holdings Inc., Teck Metals Ltd. 2011. Terrestrial ecological risk assessment for the Teck Metals Ltd. Smelter at Trail, BC. Main report, revised May 2011. 162 p. (Seulement disponible en anglais).
[INRP] Inventaire national des rejets de polluants. 2014. Glossaire des termes et des expressions utilisés par l'INRP. Gatineau (QC), Environnement Canada [consulté en mars 2014].
Jacques Whitford AXYS. 2008. FINAL Metals in Soil Flin Flon. Project No. 1022002.01. In: Intrinsik Environmental Sciences Inc. 2010. Human health risk assessment of Flin Flon, Manitoba, and Creighton, Saskatchewan. Appendix B, Metals in Soil [accessed 2014 July].
Jahiruddin M, Smart R, Wade AJ, Neal C, Cresser MS. 1998. Factors regulating the distribution of boron in water in the River Dee catchment in north east Scotland. Sci Total Environ 210/211:53-62.
Janik L, Forrester S, Kirby JK, McLaughlin MJ. 2010. Predicting metal partitioning in soils of the GEMAS sampling program using isotopic and infrared spectroscopic techniques. Solid-solution partitioning of boron in soils. Testing laboratory: CSIRO. Owner company: REACH Consortium for Borates. Report date 2010-04-30 [cité par Borax Europe 2012].
Jansen JA, Andersen J, Schou JS. 1984a. Boric acid single dose pharmacokinetics after intravenous administration to man. Arch Toxicol 55:64-67 [cité par USEPA 2002].
Jansen JA, Schou JS, Aggerback A. 1984b. Gastrointestinal absorption and in vitro release of boric acid from water emulsifying ointments. Food Chem Toxicol 22:49-53 [cité par USEPA 2002].
Jones G, Henderson V. 2006. Metal Concentrations in Soils and Produce from Gardens in Flin Flon, Manitoba, 2002. Report No. 2006-01, Manitoba Conservation.
Jones G, Phillips F. 2003. Metal Concentrations in Surface Soils of Thompson, Manitoba, September 2001. Manitoba Conservation Report No. 03-01.
Kabata-Pendias A. 2011. Trace elements in soils and plants. 4th ed. Boca Raton (FL): CRC Press, c2011. 520 p.
[KEMI] Agence suédoise des produits chimiques. 2014. Hazardous chemicals in textiles - report of a government assignment. A Report from the Swedish Chemicals Agency. Report No 6/14. Stockholm (SWE) [accessed 2014 Nov.].
Keren R, Bingham FT. 1985. Boron in water, soils and plants. Adv Soil Sci 1:230.
Keren R, Communar G. 2009. Boron sorption on wastewater dissolved organic matter: pH effect. Soil Sci Soc Am J 73(6):2021.
Klasing SA, Pilch SM. 1988. Agricultural drainage water contamination in the San Joaquin Valley: a public health perspective for selenium, boron and molybdenum [cité par Eisler 1990].
Kliegel W. 1980. Bor in biologie, medizin, und pharmazie. Springer-Verlag Berlin, Heidelberg, New York. ISBN 3-540-934 11-0. 900 p. [cité par Autriche 2008a].
Korkmaz M, Yenigün M, Bakırdere S, Ataman OY, Keskin S, Müezzinoğlu T, Lekili M. 2011. Effects of chronic boron exposure on semen profile. Biol Trace Elem Res 143: 738-750.
Kot FS. 2009. Boron sources, speciation and its potential impact on health. Rev Environ Sci Biotechnol 8:3-28.
Kovacs T, Hewitt M, MacLatchy D, Martel P, McMaster M, Parrot J, Van Der Kraak G, Van Den Heuvel MR. 2007. Projet national d'investigation sur les causes - Cycle 4, Rapport final.
Ku WW, Chapin RE, Moseman RF, Brink RE, Pierce KD, Adams KY. 1991. Tissue disposition of boron in male Fischer rats. Toxicol Appl Pharmacol 111:145-151.
Ku WW, Chapin RE, Wine RN, Gladen BC. 1993a. Testicular toxicity of boric acid (BA): Relationship of dose to lesion development and recovery in the F344 rat. Reprod Toxicol 7: 305-319.
Ku WW, Shih LM, Chapin RE. 1993b. The effects of boric acid (BA) on testicular cells in culture. Reprod Toxicol 7(4):321-31.
Laposata MM, Dunson WA. 1998. Effects of boron and nitrate on hatching success of amphibian eggs. Arch Environ Contam Toxicol 35:615-619.
Lea D. 2000. Building a Greener New Jersey Conference, Cellulose Insulation Manufacturers Association, October 4, 2000 [Internet]. (Seulement disponible en anglais).
LeVan SL, Tran HC. 1990. The role of boron in flame-retardant treatments. In: Hamel M, editor. First International Conference on Wood Protection with Diffusible Preservatives. Proceedings 47355, Nashville (TN), November 28-30, p 39-41.
Litovitz TL, Klein-Schwartz W, Oderda GM, Schmitz BF. 1988. Clinical manifestations of toxicity in a series of 784 boric acid ingestions. Am J Emerg Med 6:209-213 [cité par USEPA 2002].
Liu P, Hu W, Wei F, Xu J, Wu G, Xun L, Robbins WA. 2006a. Effect of boron exposure on human semen quality. Chin J Public Health 22(8):940-942 (Seulement disponible en mandarin).
Liu P, Hu W, Xu J, Robbins WA, Xun L, Wu G, Wei F. 2006b. Influence of boron exposure on male semen quality. China Environ Sci 26(1):43-47 (Seulement disponible en mandarin).
Liu P, Hu W, Xun L, Robbins WA, Wu G, Wei F. 2005b. Preliminary study on sperm quality of boron-exposed workers. J Environ Health 22(2):90-92 [(Seulement disponible en mandarin).
Liu P, Wang C, Hu J, Xun L, Robbins WA, Wu G, Wei F. 2005a. Preliminary study on pregnancy outcome of spouses of boron workers. Chin J Public Health 21(5):567-8 (Seulement disponible en mandarin).
MacGillivray PC, Fraser MS. 1953. Boric acid poisoning in infancy arising from the treatment of napkin rash. Arch Dis Child 28:484-489.
Maier KJ, Knight AW. 1991. The toxicity of waterborne boron to Daphnia magna and Chironomus decorus and the effects of water hardness and sulfate on boron toxicity. Arch Environ Contam Toxicol 20:282-287.
Majidi A, Rahnemaie R, Hassani A, Malakouti MJ. 2010. Adsorption and desorption processes of boron in calcareous soils. Chemosphere 80:733.
Mao X, Kim J, Tran H, Kochesfahani SH. 2006. Effect of chloride and potassium on borate autocausticizing reactions during black liquor combustion. Pulp & Paper Canada 107(10):33.
Marschner H. 1995. Mineral nutrition of higher plants. 2nd ed. London (UK): Academic Press. 889 p.
Martel P, Hewitt M, Kovacs T, MacLatchy D, McMaster M, O'Connor B, Parrott J, Van Den Heuvel MR, Van Der Kraak GV. 2010. Cycle 5 - projet national de recherche de causes [Internet] (Seulement disponible en anglais).
Martinez F, Mateo P, Bonilla I, Fernandez-Valiente E, Garate A. 1986. Growth of Anacystis nidulans in relation to boron supply. Israel J Bot 35:17-21.
MELP. 1996. Unpublished data on boron toxicity on Oncorhynchus kisutch, Hyalella azteca, Eohaustorius washingtonianus and Microtox. Ministry of Environment, Lands and Parks [cité par Moss and Nagpal 2003].
MELP. 1997. Unpublished data on boron toxicity on Selenastrum capricornutum and Strongylocentrus droebachiensis. Ministry of Environment, Lands and Parks[cité par Moss and Nagpal 2003].
Mengel K, Kirkby EA. 1982. Principles of plant nutrition. 3rd ed. Worblaufen-Bern (CHE): International Potash Institute.
Mertens J, Van Laer L, Salaets P, Smolders E. 2011. Phytotoxic doses of boron in contrasting soils depend on soil water content. Plant Soil 342:73-82.
Miller J. 2013. Inter-laboratory validation of Environment Canada's new test method for measuring soil toxicity using plants native to the Canadian boreal region. Miller Environmental Sciences Inc., prepared for Biological Assessment and Standardization Section, Direction générale des sciences et de la technologie, Environnement Canada, Ottawa (ON).
[MDDEP] Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs. 2001. Evaluation du potentiel toxique des effluents des stations d'epuration municipales du Quebec. Rapport final.
[MDDEP] Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs. 2010a. Résultats de la caractérisation de 13 eaux usées non traitées, résultant de la fracturation hydraulique (Jan 2008 à juillet 2010).
[MDDEP] Ministère du Développement durable, de l'Environnement et des Parcs. 2010b. Évaluation des rejets usés des usines de pâtes et papier du Québec en fonction du milieu récepteur.
Ministère de l'Environnement de l'Ontario. 2012. Dossier de l'état du site no 206387. Dossier de l'état du site au titre de la partie XV.1 de la Loi sur la Protection de l'ennvironnement [Internet] (Seulement disponible en anglais).
Moser TH, Becker L. 2009a. Boric acid reproduction toxicity to the earthworm Eisenia fetida in artificial soil based on the OECD Guideline No 222 for the Testing of Chemicals, Earthworm Reproduction Test (Eisenia fetida/Eisenia andrei), adopted April 13, 2004; and the International Standard ISO 11268-2 Part 2 (1998): Soil quality - Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida) - Part 2: Determination of effects on reproduction. ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the REACH Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moser TH, Becker L. 2009b. Boric acid: Acute and reproduction toxicity to the nematode species Caenorhabditis elegans in LUFA 2.2 soil based on the International Standard ISO 10872 (2009), Water quality - Determination of the toxic effect of sediment and soil samples on growth, fertility and reproduction of Caenorhabditis elegans (Nematoda), ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the REACH Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moser TH, Becker L. 2009c. Boric acid: Reproduction toxicity to the enchytraeid species Enchytraeus crypticus in artificial soil based on the OECD Guideline No 220 for the testing of chemicals, EnchytraeidReproduction Test, ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the REACH Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moser TH, Becker L. 2009d. Boric acid: Reproduction toxicity to the enchytraeid species Enchytraeus luxuriosus in artificial soil based on the OECD Guideline No. 220 for the testing of chemicals, Enchytraeid Reproduction Test, ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the REACH Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moser TH, Becker L. 2009e. Boric acid: Acute toxicity to the carabid beetle Poecilus cupreus (Coleoptera, Carabidae) using an extended laboratory test (dose-response) in LUFA 2.1 soil based on the IOBC/WPRS 2000, ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the Reach Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moser TH, Scheffczyk A. 2009. Boric acid: acute and reproduction toxicity to the predatory mite Hypoaspis (Geolaelaps) aculeifer Canestrini (Acari: Laelapidae) in artificial soil with 5% peat, based on the OECD Guideline No 226 for the testing of chemicals, Predatory mite Hypoaspis (Geolaps) aculeifer reproduction test in soil, adopted October 3, 2008, ECT Oekotoxikologie GmbH, Germany. Prepared for the Reach Consortium for Borates c/o Industrial Minerals Association - Europe (IMA-Europe), Bruxelles (Belgique).
Moss SA, Nagpal NK. 2003. Ambient Water Quality Guidelines for Boron. Water Protection Section, Ministry of Water, Land and Air Protection, British Columbia. ISBN 0-7726-5048-9 [consulté en juillet 2014]. En ligne : http://www.env.gov.bc.ca/wat/wq/BCguidelines/boron/boron.pdf.
Murray FJ, Schlekat CE. 2004. Comparison of risk assessments of boron: alternate approaches to chemical-specific adjustment factors. Hum Ecol Risk Assess 10:57-68 [cité par EFSA 2013].
Naghii MR, Mofid M, Asgari AR, Hedayati M, Daneshpour MS. 2011. Comparative effects of daily and weekly boron supplementation on plasma steroid hormones and proinflammatory cytokines. J Trace Elem Med Biol 25(1):54-8.
[NPI] National Pollutant Inventory. 1998. Emission Estimation Technique Manual for Glass and Glass Fibre Manufacturing. Australia: Queensland Department of Environment.
[NCASI] National Council for Air and Stream Improvement. 2006. Unpublished confidential report submitted to Environment Canada. Gatineau (QC): Environnement Canada, Forestry Products and Fisheries Act Division.
[NHPID] Natural Health Products Ingredients Database [database on the Internet]. 2014. Ottawa (ON): Santé Canada [consulté en mai 2014].
Nielsen FH, Hunt CD, Mullen L, Hunt JR. 1987. Effect of dietary boron on mineral, estrogen, and testosterone metabolism in postmenopausal women. FASEB J 1:394-7.
Nielsen FH, Penland JG. 1999. Boron supplementation of peri-menopausal women affects boron metabolism and indices associated with macromineral metabolism, hormonal status and immune function. J Trace Elem Exp Med 12:251-261.
Nielsen FS. 2009. Micronutrients in Parenteral Nutrition: Boron, Silicon, and Fluoride. Gastroenterology 137:S55-S60.
Nielsen GH. 1970. Percutaneous absorption of boric acid form boron-containing preparations in rats. Acta Pharmacol Tox 28:413-424.
Nisus Corporation. 2010. Pool Proof Hexaborate Water Harmonizer. MSDS [consulté en déc. 2014] (Seulement disponible en anglais).
O'Sullivan K, Taylor M. 1983. Chronic boric acid poisoning in infants. Arch Dis Child 58:737-739 [cité par ATSDR 2010].
Ohlendorf HM. 2002. The birds of Kesterson Reservoir: a historical perspective. Aquat Toxicol 57:1-10.
[OMS] Organisation mondiale de la santé. 1998. Environmental Health Criteria 204. Boron. Genève. Comminauté helvétique : Organisation mondiale de la santé, Programme international sur la sécurité des substances chimiques (Seulement disponible en anglais).
[OMS] Organisation mondiale de la santé. 1999. Laboratory Manual for the examination of human semen and spermcervical mucus interaction. 4e éd. Cambridge Royaume-Uni: Cambridge University Press.
[OMS] Organisation mondiale de la santé. 2003. Boron in Drinking-water: Background document for the development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality. Guidelines for drinking-water quality(WHO/SDE/WSH/03.04/54).
[OMS] Organisation mondiale de la santé. 2009. Boron in Drinking-water: Background document for the development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality. Guidelines for drinking-water quality (WHO/HSE/WSH/09.01/2) (Seulement disponible en anglais).
Ouellet JD, Dube MG, Niyogi S. 2013. Influence of elevated alkalinity and natural organic matter (NOM) on tissue-specific metal accumulation and reproductive performance in fathead minnows during chronic, multi-trophic exposures to a metal mine effluent. Ecotoxicol Environ Safe 95:104-112.
Owojori O, Healey J, Princz J, Siciliano S. 2011. Can avoidance behavior of the mite Oppia nitens be used as a rapid toxicity test for soils contaminated with metals or organic chemicals? Environ Toxicol Chem 30(11):2594-2601.
Pahl MV, Culver BD, Strong PL, Murray FJ, Vaziri ND. 2001. The effect of pregnancy on renal clearance of boron in humans: a study based on normal dietary intake of boron. Toxicol Sci 60(2):252-256.
Park H, Schlesinger WH. 2002. Global biogeochemical cycle of boron. Global Biogeochem Cy 16:1072-1082.
Parks JL, Edwards M. 2005. Boron in the environment. Environ Sci Technol 35:81-114.
Pellerin E, Macey K. 2001. Canadian PHED Tables version 7. Ottawa (ON): Pest Management Regulatory Agency, Santé Canada. August 21, 2001 [rapport non publié].
Penny D. 2004. The Micronutrient and Trace Element Status of Forty-Three Soil Quality Benchmark Sites in Alberta. Prepared for the AESA Soil Quality Monitoring Program, Alberta Agriculture, Food and Rural Development, Conservation and Development Branch, Edmonton (AB). 87 p. [consulté en juillet 2014] (Seulement disponible en anglais)
Pilbeam DJ, Kirkby EA. 1983. The physiological role of boron in plants. J Plant Nutr 6:563-582.
Plan de mise en œuvre conjoint Canada-Alberta pour la surveillance visant les sables bitumineux. 2014. Portail d'information Canada-Alberta sur la surveillance environnementale des sables bitumineux [Internet].
Pollet I, Bendell-Young LI. 2000. Amphibians as indicators of wetland quality in wetlands formed from oil sands effluent. Environ Toxicol Chem 19(10):2589.
Power PP, Woods WG. 1997. The chemistry of boron and its speciation in plants. Plant Soil 193:1-13.
Princz J, Behan-Pelletier VM, Scroggins RP, Siciliano SD. 2010. Oribatid mites in soil toxicity testing - the use of Oppia nitens (C.L. Koch) as a new test species. Environ Toxicol Chem 29(4):971-979.
Princz J, Scroggins R. 2003. Toxicological comparison of different soil test options - earthworm lethality, avoidance and reproduction. Poster.
Procter and Gamble. 1979. Unpublished data - Fathead minnow toxicity testing using boric acid [cité par Moss and Nagpal 2003].
[PISSC] Programme international sur la sécurité des substances chimiques. 1998. Environmental Health Criteria 204 Boron. United Nations Environment Programme, International Labour Organization, World Health Organization[Internet].
[PBS] Public Broadcasting Service. 2014. PBS Parents, Crafts for Kids [Internet] [conslté en déc. 2014]. (Seulement disponible en anglais).
Puttaswamy N, Turcotte D, Liber K. 2010. Variation in toxicity response of Ceriodaphnia dubia to Athabasca oil sands coke leachates. Chemosphere 80:489-497.
Rainey CJ, Nyquist LA, Coughlin JR, Downing RG. 2002. Dietary boron intake in the United States: CSFII 1994-1996. J Food Compos Anal 15:237-250.
Rasmussen et coll. 2013. Preliminary Data from the Windsor Exposure Assessment Study and the Canadian House Dust Study. Exposure and Biomonitoring Division, Santé Canada [communication personnelle, unpublished data].
Redfield EB, Durnie SM, Zwiazek JJ. 2004. Effects of hypoxia on ion accumulation in wild raspberry (Rubus idaeus) exposed to water released from saline oil sands mine tailings. Environ Exp Bot 52(1):1-9.
[RAMP] Regional Aquatics Monitoring Program. 2013. 2012 Technical Report [Internet] (Seulement disponible en anglais).
[RAMP] Regional Aquatics Monitoring Program. 2014. Monitoring Database. Searched for acid sensitive lakes, water quality and sediment quality data[consulté en mars 2014]. En ligne : http://www.ramp-alberta.org/ramp/data.aspx.
Reimann C, de Caritat P. 1998. Chemical Elements in the Environment. Factsheet for the Geochemist and Environmental Scientist.
Renault S, Croser C, Franklin JA, Zwiazek JJ, MacKinnon M. 2001. Effects of consolidated tailings water on red-osier dogwood (Cornus stolonifera Michx) seedlings. Environ Pollut 113:27-33.
Renault S, Lait C, Zwiazek JJ, MacKinnon M. 1998. Effect of high salinity tailings waters produced from gypsum treatment of oil sands tailings on plants of the boreal forest. Environ Pollut 102:177-184.
[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national pour la santé public et l'environnement (PB)]. 2002. Children's Toys Fact Sheet: To assess the risks for the consumer. Rapport no 612810012/2002.
[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national pour la santé public et l'environnement (PB)]. 2006. Cleaning products fact sheet: To assess the risks for the consumer. Rapport no 320104003/2006.
[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [Institut national pour la santé public et l'environnement (PB)]. 2008. Chemicals in Toys. A general methodology for assessment of chemical safety of toys with a focus on elements. Version actualités pour la ConsExpo 4 [Internet]. Bilthoven (PB): RIVM (Institut national pour la santé public et l'environnement). Rapport no 320003001/2008 (Seulement disponible en anglais).
Rio Tinto Borax. 2005. Hazard Assessment of Borates. Mise à jour en février 2005.
Rio Tinto. 2015. Consumer Exposure Scenarios. Consumer Use of Modelling Clays [Internet]. 20 Mule Team Borax, Part of Rio Tinto [consulté le 2 mars 2015] (Seulement disponible en anglais).
Robbins WA, Wei F, Elashoff DA, Wu G, Xun L, Jia J. 2008. Y:X sperm ratio in boron exposed men. J Androl 29(1):115-121.
Robbins WA, Xun L, Jia J, Kennedy N, Elashoff DA, Ping L. 2010. Chronic boron exposure and human semen parameters. Reprod Toxicol 29:184-90.
Robbins WA. 2008. Male reproductive effects from occupational exposure to boron: final progress report to NIOSH; 2008. Données non publiées [cité par Scialli et coll. 2010].
Rodushkin I, Odman F, Branth S. 1999. Multielement analysis of whole blood by high resolution inductively coupled plasma mass spectrometry. Fresen J Anal Chem 364:338-346.
Rowe RI, Bouzan C, Nabili S, Eckhert CD. 1998. The response of trout and zebrafish embryos to low and high boron concentrations is U-Shaped. Biol Trace Elem Res 66:261-270.
Rowe RI, Eckhert CD. 1999. Boron is required for zebrafish embryogenesis. J Exp Biol 202:1649-1654.
RPA. 2008. Assessment of the risk to consumers from borates and the impact of potential restrictions on their marketing and use. Final report. Prepared for the European Commission Directorate General (DG) Enterprise and Industry.
Ruhl L, Vengosh A, Dwyer GS, Hsu-Kim H, Schwartz G, Romanski A, Smith SD. 2009. The impact of coal combustion residue effluent on water resources: A North Carolina example. Environ Sci Technol 46:12226-12233.
Ryan AL. 2005. Measurement of Low-level Metals in the Columbia River at Birchbank and Waneta, Environment Canada Pacific and Yukon Region.
Sah RN, Brown PH. 1997. Techniques for boron determination and their application to the analysis of plant and soil samples. Plant Soil 193:15-33.
Saiki MK, Jennings MR, Brumbaugh WG. 1993. Boron, molybdenum and selenium in aquatic food chains from the lower San Joaquin River and its tributaries, California. Arch Environ Contam Toxicol 24:307-319.
Sakata M, Natsumi M, Tani Y. 2010. Isotopic evidence of boron in precipitation originating from coal burning in Asian continent. Geochem J 44:113-123.
Santé Canada. 1990. Le bore [Internet]. Ottawa (ON), Santé Canada [consulté en janv. 2015]. En ligne : http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/pubs/water-eau/boron-bore/index-fra.php.
Santé Canada. 1995. Enquête sur l'exposition des êtres humains aux contaminants dans le milieu : un guide pour les calculs de l'exposition.
Santé Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Rapport non publié. Ottawa (ON): Santé Canada, Direction de l'hygiène du milieu.
Santé Canada. 2002. Project Report: Roll-up report for the determination of boric acid in toys. Product Safety Laboratory, Ottawa (ON): Santé Canada. Project #2002-0699 [données non publiées].
Santé Canada. 2004. Report of Analysis or Test. Product Safety Laboratory, Ottawa (ON): Santé Canada. Date of Report 2004-05-18, Sample No. 1004553 [données non publiées].
Santé Canada. 2007a. Monographie des suppléments de multivitamines/minéraux [Internet]. Ottawa (ON), Santé Canada [consulté en avril 2014].
Santé Canada. 2007b. Le bore en tant qu'ingrédient médicinal dans les produits de santé naturels à administration orale [Internet]. Ottawa (ON), Direction des produits de santé naturels, Santé Canada [consulté en nov. 2014].
Santé Canada. 2009a. Catégorisation des substances figurant sur la Liste intérieure des substances [Internet]. Ottawa (ON), Santé Canada [modified 2009 Sept.].
Santé Canada. 2009b. Report of Analysis or Test. Product Safety Laboratory, Ottawa (ON): Santé Canada. Date of Report 2009-04-30, Sample No. 1009120 [données non publiées].
Santé Canada. 2009c. Report of Analysis or Test. Product Safety Laboratory, Ottawa (ON): Santé Canada. Date of Report 2009-04-30, Sample No. 1009121 [données non publiées].
Santé Canada. 2010. Liste des produits de formulation de l'ARLA. Ottawa (ON), Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada. 31 août 2010.
Santé Canada. 2012. Projet de décision de réévaluation. PRVD2012-03. Acide borique et ses sels (bore). Ottawa (ON), Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada.16 octobre 2012.
Santé Canada. 2013a. ICPMS data from Edmonton Indoor Air Quality Study (2010). Water and Air Quality Bureau, Santé Canada (communication personnelle, données non publiées).
Santé Canada. 2013b. ICPMS data from Calgary Spatial Study (2010, 2011). Water and Air Quality Bureau, Santé Canada (communication personnelle, données non publiées).
Santé Canada. 2013c. ICPMS data from Halifax Spatial Study (2010, 2011). Water and Air Quality Bureau, Santé Canada (communication personnelle, données non publiées).
Santé Canada. 2014a. Liste critique des ingrédients de cosmétiques avril 2014 [Internet]. Ottawa (ON), Direction de la sécurité des produits de consommation, Santé Canada [consulté le 2014 April].
Santé Canada. 2014b. Produits à ingrédients multiples pour le soin des articulations [Internet]. Ottawa (ON), Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada. 13 juin 2014 [consulté en nov. 2014.].
Sauvé S, Hendershot W, Allen HE. 2000. Solid-solution partitioning of metals in contaminated soils: Dependence on pH, total metal burden, and organic matter. Environ Sci Technol 34:1125-1131.
Sayli BS, Çöl M, Elhan AH, Genç Y. 2003. Assessment of fertility and infertility in boron-exposed Turkish subpopulations 6: relevant data from all centers. J Ankara Med School 25(4):165-174.
Sayli BS, Tuccar E, Elhan AH. 1998. An assessment of fertility in boron-exposed Turkish subpopulations. Reprod Toxicol 12(3):297-304.
Sayli BS. 1998. An assessment of fertility in boron-exposed Turkish subpopulations. 2. Evidence that boron has no effect on human reproduction. Biol Trace Elem Res 66:409-422.
Sayli BS. 2001. Assessment of fertility and infertility in boron-exposed Turkish subpopulation. 3. Evaluation of fertility among sibs and in "borate families". Biol Trace Elem Res 81:255-267.
Sayli BS. 2003. Low frequency of infertility among workers in a borate processing facility. Biol Trace Elem Res 93:19-29.
Schets FM, Schijven JF, de Roda Husman AM. 2011. Exposure assessment for swimmers in bathing waters and swimming pools. Water Res 45:2392-2400.
Schon MK, Blevins DG. 1990. Foliar boron applications increase the final number of branches and pods on branches of field-grown soybeans. Plant Physiol 92:602-607.
Schou JS, Jansen JA, Aggerbeck B. 1984. Human pharmacokinetics and safety of boric acid. Arch Toxicol 7:232-235.
Schubert DM, Brotherton RJ. 2006. Boron: Inorganic Chemistry. Encyclopedia of Inorganic and Bioinorganic Chemistry, John Wiley & Sons, Ltd.
Schubert DM. 2003. Borates in industrial use. Structure and bonding, Vol. 105. Springer-Verlag Berlin Heidelberg.
Scialli AR, Bonde JP, Brüske-Hohlfeld I, Culver BD, Li Y, Sullivan FM. 2010. An overview of male reproductive studies of boron with an emphasis on studies of highly exposed Chinese workers. Reprod Toxicol 29(1):10-24.
Seierstad AJ, Adams VD, Lamarra VA, Hoefs NJ, Hinchee RE. 1983. The evaluation of metals and other substances released into coal mine accrual waters on the Wasatch Plateau Coal Field, Utah. Utah Water Research Laboratory, Utah State University, Logan (UT). Water Quality Series UWRL/Q-83/09.
Shacklette HT, Erdman JA, Harms TF. 1978. Trace elements in plant foodstuffs. In: Oehme FW, editor. Toxicity of Heavy Metals in the Environment, Part I. New York (NY): Marcel Dekker.
Singh M. 1971. Equilibrium adsorption of boron in soils and clays. Geoderma 5:209-217.
Smit CE, Moser Th, Rombke J. 2012. A new OECD test guideline for the predatory soil mite Hypoaspis aculeifer: Results of an international ring test. Ecotoxicol Environ Safe 82:56-62.
Solvay. 2002. Production of sodium perborate, medical surveillance date-respiratory effects. Données non publiées. Bruxelles (Belgique): Solvay S.A. [cité par EURAR 2007b].
Soucek DJ, Dickinson A, Koch BT. 2011. Acute and chronic toxicity of boron to a variety of freshwater organisms. Environ Toxicol Chem 30(8):1906-1914.
[SSD Master] Détermination des concentrations dangereuses à l'aide de distributions des sensibilités des espèces [computer model]. 2010. Version 3. Ottawa (ON), Intrinsik Science.
Stantec Consulting Ltd and Aquaterra Environmental Consulting. 2004. Developmental studies in support of Environment Canada's biological test methods for measuring soil toxicity using earthworms. Prepared for Method Development and Applications Section, Centre de technologie environnementale, Environnement Canada.
Stantec. 2009. Metals in surface water, sediment, fish and blueberry samples collected near Flin Flon, Manitoba and Creighton, Saskatchewan. File No. 160960429, report prepared for Hudson Bay Mining and Smelting.
Statistique Canada. 2004. Enquête sur la santé dns les collectivités canadiennes - Nutrition (ESCC). Information détaillée pour 2004 (cycle 2.2). Ottawa (ON), Statistique Canada.
Stokinger HE. 1981. Boron. In: Clayton GD, Clayton FE, editors. Patty's Industrial Hygiene and Toxicology - Vol. 2B: Toxicology, 3rd ed. New York (NY): Wiley. p. 2978-3005 [cité par UK FSA 2002].
Stopford W. 2013. Boron in Art and Craft Materials. Durham (NC): Art and Creative Materials Institute [communication personnelle, données non publiées].
Struijs J, van de Meent D, Peijnenburg WJGM, van den Hoop MAGT, Crommentuijn T. 1997. Added risk approach to derive maximum permissible concentrations for heavy metals: How to take natural background levels into account. Ecotoxicol Environ Safe 37:112.
Stüttgen G, Siebel T, Aggerbeck B. 1982. Absorption of boric acid through human skin depending on the type of vehicle. Arch Dermatol Res 272:21-29 [cité par SCCS 2010a].
Suloway JJ, Roy WR, Skelly TM, Dickerson DR, Schuller RM, Griffin RA. 1983. Chemical and toxicological properties of coal fly ash. Champaign (IL): Illinois State Geological Survey (Publication NTIS PB84-116110).
Swain LG, Walton DG, Phippen B, Lewis H, Brown S, Bamford G, Newsom D, Lundman I. 1998. Water quality assessment and objectives for the Fraser River from Hope to Sturgeon and Roberts Banks. First Update, Technical Appendix, Ministry of Environment, Lands and Parks, Province of British Columbia.
Swan SH, Beaumont JJ, Hammond SK, VonBehren J, Green RS, Hallock MF, Woskle SR, Hines CJ, Schenker MB. 1995. Historical cohort study of spontaneous abortion among fabrication workers in the semiconductor health study: agent-level analysis. Am J Ind Med 28:751-769 [cité par USEPA 2004].
Tarasenko NY, Kasparov AA, Strongina OM. 1972. Effect of boric acid on the generative function in males. Gigiena Truda y Professionalnye Zabolevaniya 16(11):13-16 [cité par Autriche 2008a, étude chez l'humain; l'étude chez le rat a été cité par ANSES 2012].
Taylor M. 1997. Letter to M. Dourson, TERA, Cincinnati (OH). August 28, 1997 [cité par USEPA 2002].
Temple PJ, Linzon SN, Smith ML. 1978. Fluorine and boron effects on vegetation in the vicinity of a fibreglass plant. Water Air Soil Poll 10:163-174.
Temple PJ, Linzon SN. 1976. Boron as a phytotoxic air pollutant. JAPCA 26(5).
Terrell ML, Hartnett KP, Marcus M. 2011. Can environmental or occupational hazards alter the sex ratio at birth? A systematic review. Emerging Health Threats 12:1-18.
The Dial Corporation. 2014. 20 Mule Team Borax [Internet] [consulté en déc 2014] (Seulement disponible en anglais).
Thompson JAJ, Davis JC, Drew RE. 1976. Toxicity, uptake and survey studies of boron in the marine environment. Water Res 10:869-875.
Tran H, Mao X, Cameron J, Bair CM. 1999. Autocausticizing of smelt with sodium borates. Pulp & Paper Canada 100(9):35.
Treinen KA, Chapin RE. 1991. Development of testicular lesions in F344 rats after treatment with boric acid. Toxicol Appl Pharmacol 107:325-335.
Tsui PTP, McCart PJ. 1981. Chlorinated hydrocarbon residues and heavy metals in several fish species from the Cold Lake area in Alberta, Canada. Int J Environ Anal Chem 10:277-285.
Tsuru Y, Nomura M, Foulkes FR. 2002. Effects of boric acid on hydrogen evolution and internal stress in films deposited from a nickel sulfamate bath. J Appl Electrochem 32:629-634.
Tüccar E, Elhan AH, Yavuz Y, Şayli BS. 1998. Comparison of infertility rates in communities from boron-rich and boron-poor territories. Biol Trace Elem Res 66:401-407.
[UE] Union européenne. 2007a. Risk Assessment Report (EURAR). Disodium tetraborate, anhydrous boric acid, boric acid, crude natural. CAS No. 1330-43-4, 11113-50-1, 10043-35-3. Risk assessment. Substance Evaluation Report, Draft 19, octobre 2007. Autriche.
[UE] Union européenne. 2007b. Risk Assessment Report (EURAR). Perboric acid, sodium salt, CAS No. 11138-47-9. Risk Assessment with Addendum 2007. Institute of Health and Consumer Protection (IHCP). Italy.
[UK FSA] Food Standards Agency of UK. 2002. Expert Group on Vitamins and Minerals (Seulement disponible en anglais).
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 1995. AP-42, 5th Edition, Volume 11, Mineral Products Industry, Chapter 11.15 Glass Fiber Manufacturing [Internet] (Seulement disponible en anglais).
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2002. Toxicological review of boron and compounds (CAS No. 7440-42-8). In Support of Summary Information on Integrated Risk Information (IRIS). Washington (DC): National Center for Environmental Assessment (Seulement disponible en anglais).
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2003. User's Manual Swimmer Exposure Assessment Model (SWIMODEL) Version 3.0. Washington (DC): Office of Pesticides Programs, Antimicrobials Division (Seulement disponible en anglais).
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2004. Toxicological review of boron and compounds (CAS No. 7440-42-8). In Support of Summary Information on Integrated Risk Information (IRIS). Washington (DC): National Center for Environmental Assessment (Seulment disponible en anglais).
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2010. Final report on acute and chronic toxicity of nitrate, nitrite, boron, manganese, fluoride, chloride and sulfate to several aquatic animal species. EPA 905-5-10-002.
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2011. Exposure Factors Handbook: 2011 Edition. EPA/600/R-090/052F. Washington (DC): Office of Research and Development, National Center for Environmental Assessment.
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2012a. Study of the potential impacts of hydraulic fracturing on drinking water resources. Progress Report. Washington (DC): Office of Research and Development, National Center for Environmental Assessment.
[USEPA] United States Environmental Protection Agency. 2012b. Standard Operating Procedures for Residential Pesticide Exposure Assessment. Washington (DC): Health Effects Division, Office of Pesticide Programs, Office of Chemical Safety and Pollution Prevention (Seulement disponible en anglais).
[USGS] United States Geological Survey. 1984. Element concentrations in soils and other surficial materials of the conterminous United States. Alexandria (VA): U.S. Geological Survey. Geological Survey Professional Paper 1270[consulté en juillet 2014] (Seulement disponible en anglais).
[USGS] United States Geological Survey. 2015. Mineral Commodity Summaries. U.S. Geological Survey, U.S. Department of the Interior [Internet] (Seulement disponible en anglais).
University of British Columbia. 1996. Fraser River pulp mill effluents: Interpretation of Northwood effluent characterization data, Final Report, DOE FRAP 1997-10. Prepared for Fraser Pollution Abatement Office, Environnement Canada.
Ury HK. 1966. Interim Report on the 1963 Respiratory Disease Survey at Boron, CA. Air Pollution Medical Studies Unit, Bureau of Chronic Diseases, California State Dept. of Public Health [cité par USEPA 2002].
US Borax. 2000. UCI boric acid clearance study reports and associated data: rat and human studies. April 4, 2000 [cité par USEPA 2002].
Usuda K, Kono K, Orita Y, Dote T, Iguchi K, Nishiura H, Tominaga M, Tagawa T, Goto E, Shirai Y. 1998. Serum and urinary boron levels in rats after single administration of sodium tetraborate. Arch Toxicol 72:468-474.
Usuda K, Kono K, Yoshida Y. 1997. Serum boron concentration from inhabitants of an urban area in Japan: Reference value and interval for the health screening of boron exposure. Biol Trace Elem Res 56:167-178.
Van Den Heuvel MR, Power M, MacKinnon MD, Van Meer T, Dobson EP, Dixon DG. 1999. Effects of oil sands related aquatic reclamation on yellow perch (Perca flavescens). I. Water quality characteristics and yellow perch physiological and population responses. Can J Fish Aquat Sci 56:1213-1225.
Van Limpt JAC. 2007. Modeling of evaporation processes in glass melting furnaces, ISBN: 978-90-386-1147-1.
Vanderpool RA, Hof D, Johnson PE. 1994. Use of inductively coupled plasma-mass spectrometry in boron-10 stable isotope experiments with plants, rats, and humans. Environ Health Perspect 102(Suppl 7):13-20.
Vanhoe H, Dams R, Vandecasteele C, Versieck J. 1993. Determination of boron in human serum by inductively coupled plasma mass spectrometry after a simple dilution of the sample. Anal Chim Acta 281:401-411.
Vaziri ND, Oveisi F, Culver BD, Pahl MV, Anderson ME, Strong PL, Murray FJ. 2001. The effect of pregnancy on renal clearance of boron in rats given boric acid orally. Toxicol Sci 60:257-263.
Wallace JMW, Hannon−Fletcher MPA, Robson PJ, Gilmore WS, Hubbard SA, Strain JJ. 2002. Boron supplementation and activated factor VII in healthy men. Eur J Clin Nutr 56(11):1102-7.
Wallenberger FT. 2010. Chapter 1, Commercial and Experimental Glass Fibers. In: Wallenberger FT, Bingham PA (editors). Fiberglass and Glass Technology. Energy-friendly Compositions and Applications. DOI 10.1007/978-1-4419-0736-3_1, Springer Science + Business Media, LLC 2010.
Wang W. 1986. Toxicity tests of aquatic pollutants by using common duckweed. Environ Pollut (Series B) 11:1-14.
Wasshausen J, Rangamannar G, Amyotte R, Cordy B. 2006. "Premix": A novel process for improved bleaching of mechanical pulps using a mixture of reductive agents. Pulp & Paper Canada 107:3.
Wegman DH, Eisen EA, Hu X, Woskie SR, Smith RG, Garabrant DH. 1994. Acute and chronic respiratory effects of sodium borate particulate exposures. Environ Health Perspect 102(Suppl 7):119-128.
Wegman DH, Eisen EA, Smith RG. 1991. Acute and chronic respiratory effects of sodium borate particulate exposures. Rapport non publié à la Borax Research Corporation [cité par Autriche 2008b].
Wester RC, Hartway T, Maibach HI, Schell MJ, Northington DJ, Culver BD, Strong P. 1998b. In vitro percutaneous absorption of boric acid, borax and disodium octaborate tetrahydrate in human skin. A summary. Biol Trace Elem Res 66:111-120.
Wester RC, Hui X, Hartway T, Maibach HI, Bell K, Schell MJ, Northington DJ, Strong P, Culver BD. 1998a. In vivo percutaneous absorption of boric acid, borax and disodium octaborate tetrahydrate in humans compared to in vitro absorption in human skin from infinite to finite doses. Toxicol Sci 45:42-51.
Whorton D, Haas J, Trent L. 1992. Reproductive effects of inorganic borates on male employees: birth rate assessment report. Prepared for United States Borax & Chemical Corporation. Document No. 6966001 [cité par USEPA 2002].
Whorton MD, Haas J, Trent L. 1994a. Reproductive effects of inorganic borates on male employees: birth rate assessment. Environ Health Perspect 102(Suppl 7):129-131 [cité par USEPA 2002].
Whorton MD, Haas JL, Trent L, Wong O. 1994b. Reproductive effects of sodium borates on male employees: birth rate assessment. Occup Environ Med 51:761-767.
Wiley HW. 1904. Influence of food preservatives and artificial colours on digestion and health, I-Boric acid and borax. U.S. Department of Agriculture, Bureau of Chemistry, Bulletin 84, Part I, 1-477, Washington (DC) [cité par ECETOC 1995].
Williams JH. 1999. Regulations on additions of sludge-borne metals to soil and their adaptation to local conditions. In: L'Hermite P, editor. Treatment and use of sewage sludge and liquid agricultural wastes. London (UK): Elsevier Applied Science. p. 243-250.
Williams LB, Wieser ME, Fennell J, Hutcheon I, Hervig RL. 2001. Application of boron isotopes to the understanding of fluid-rock interactions in a hydrothermally stimulated oil reservoir in the Alberta Basin, Canada. Geofluids 1:229-240.
Wilson R, Jones-Otazo H, Petrovic S, Bitchell I, Bonvalot Y, Williams D, Richardson MG. 2013. Revisiting dust and soil ingestion rates based on hand-to-mouth transfer. Hum Ecol Risk Assess 19(1):158-188.
Wong LC, Heimbach MD, Truscott DR, Duncan BD. 1964. Boric acid poisoning: Report of 11 cases. Can Med Assoc J 90:1018-1023 [cité par ATSDR 2010].
Woods WG. 1994. An introduction to boron: history, sources, users and chemistry. Environ Health Perspect 102(Suppl 7):5-11.
Xing X, Wu G, Wei F, Liu P, Wei H, Wang C, Xu J, Xun L, Jia J, Kennedy N et coll. 2008. Biomarkers of environmental and workplace boron exposure. J Occup Environ Hyg 5:141−147.
Yazbeck C, Kloppmann W, Cottier R, Sahuquillo J, Debotte G, Huel G. 2005. Health impact evaluation of boron in drinking water: a geographical risk assessment in Northern France. Environ Geochem Hlth 27:419−427.
York M, Griffiths HA, Whittle E, Basketter DA. 1996. Evaluation of a human patch test for the identification and classification of skin irritation potential. Contact Dermatitis 34:204−212 [cité par EURAR 2007b].
Young EG, Smith RP, MacIntosh OC. 1949. Boric acid as a poison report of six accidental deaths in infants. Can Med Assoc J 5:447−450. DACO: 5.12 [cité par Santé Canada 2012a].
Ysart G, Millar P, Crews H, Robb P, Baxter M, de L'Argy C, Lofthouse S, Sargent C, Harrison N. 1999. Dietary exposure estimates of 30 elements from the UK Total Diet Study. Food Addit Contam 16(9):391−403.
Zhao ZQ, Liu CQ. 2010. Anthropogenic inputs of boron into urban atmosphere: Evidence from boron isotopes of precipitations in Guiyang City, China. Atmos Environ 44:4165−4171.
Annexes
Annexe A : Liste des substances contenant du bore qui sont des précurseurs ou des non-précurseurs de l’acide borique
Quatorze substances ont été jugées prioritaires pendant le processus de catégorisation afin de faire l’objet de mesures plus poussées. Puisque l’évaluation préalable se concentre sur une portion préoccupante commune (acide borique), toutes les substances contenant du bore figurant sur la Liste intérieure des substances, abréviée LIS (et toutes les formes hydratées associées qui n’y figurent pas), autres que les polymères, ont par la suite été évaluées pour connaître leur potentiel d’être des précurseurs de l’acide borique (Environnement Canada et Santé Canada, 2014). Les substances qui ont été déterminées comme étant des précurseurs sont reprises dans le tableau A-1 et celles qui ne le sont pas sont indiquées dans le tableau A-2. D'autres substances ont été déterminées comme pouvant contribuer à l’acide borique dans l’environnement (p. ex., les formes hydratées de substances de la Liste intérieure des substances, qui ne sont pas indiquées sur cette liste, car on considère qu’il s’agit de mélanges, les substances contenant du bore présentes dans d'autres inventaires canadiens ou d’autres substances commercialisées au Canada pouvant être des précurseurs de l’acide borique) et ont été incluses dans les listes ci-dessous, puis abordées plus en détail dans les rapports d’Environnement Canada et de Santé Canada (2014). La plupart de ces substances supplémentaires dignes d’intérêt ont reçu un code du système harmonisé pour lequel des données d’importation ont été demandées auprès de l’Agence des services frontaliers du Canada (ASFC).
No CAS |
Nom chimique |
Classe chimique |
Inventaire |
10043-35-3a |
Acide borique (H3BO3) |
Acides boriques |
LIS |
11113-50-1 |
Acide borique (brut naturel) |
Acides boriques |
LIS |
13460-50-9 |
Acide métaborique (HBO2) |
Acides boriques |
LIS |
13460-51-0 |
Acide métaborique |
Acides boriques |
LSC |
1303-86-2 |
Trioxyde de dibore (B2O3) |
Acides boriques |
LIS |
11138-47-9 |
Acide perborique, sel de sodium |
Borates |
LIS |
10332-33-9 |
Acide perborique [HBO(O2)], monohydrate de sel de sodium |
Borates |
LIS |
10486-00-7 |
Acide perborique [HBO(O2)], tétrahydrate de sel de sodium |
Borates |
LSC (hydrate) |
7632-04-04a |
Acide perborique [HBO(O2)], sel de sodium |
Borates |
LIS |
13840-56-7 |
Acide orthoborique (H3BO3), sel de sodium |
Borates |
LIS |
1333-73-9 |
Acide borique, sel de sodium |
Borates |
LIS |
13453-69-5a |
Métaborate de lithium (HBO2) |
Borates |
LIS |
20786-60-1 |
Acide orthoborique, sel de potassium (H3BO3) |
Borates |
LIS |
7775-19-1 |
Métaborate de sodium (HBO2) |
Borates |
LIS |
16800-11-6 |
Dihydrate de métaborate de sodium (Na2B2O4.4H2O) |
Borates |
LIS (hydrate) |
10555-76-7 |
Tétrahydrate de métaborate de sodium (Na2B2O4.8H2O) |
Borates |
LIS (hydrate) |
13701-64-9 |
Tétraoxyde de dibore et de calcium (HBO2) |
Borates |
LIS |
13709-94-9 |
Métaborate de potassium (HBO2) |
Borates |
LIS |
13701-59-2 |
Tétraoxyde de baryum et de dibore (HBO2) |
Borates |
LIS |
22694-75-3 |
Acide borique (H3BO3), sel de triammonium |
Borates |
LSC |
11128-98-6 |
Acide borique, sel d’ammonium |
Borates |
LSC |
27522-09-4 |
Acide borique (H3BO3), sel d’ammonium |
Borates |
LSC |
1330-43-4a |
Tétraborate de disodium anhydre (B4Na2O7) |
Borates |
LIS |
12267-73-1 |
Oxyde de bore et de sodium (B4Na2O7), hydrate (1:?) |
Borates |
LIS (hydrate) |
12045-88-4 |
Tétrahydrate et pentahydrate de sodium, (pentahydrate de borax) |
Borates |
LIS (hydrate) |
12179-04-3 |
Tétrahydrate et pentahydrate de sodium |
Borates |
LIS (hydrate) |
1303-96-4a |
Borax (B4Na2O7.10H2O) |
Borates |
LIS |
12767-90-7a |
Undécaoxyde d’hexabore et de dizinc (B6Zn2O11) |
Borates |
LIS |
1332-07-6a |
Acide borique, sel de zinc |
Borates |
LIS |
12447-61-9 |
Oxyde de bore et de zinc (B6Zn2O11), hydrate (2:15) |
Borates |
LIS (hydrate) |
12280-01-2 |
Triborate et monohydrate de zinc |
Borates |
LIS (hydrate) |
138265-88-0 |
Oxyde et hydroxyde de bore et de zinc [B12Zn4(OH)14O15] |
Borates |
LIS (hydrate) |
149749-62-2 |
Borate de zinc (4ZnO.B2O3.H2O) |
Borates |
LIS (hydrate) |
10192-46-8 |
Acide borique (H3BO3), sel de zinc (2:3) |
Borates |
LSC |
12007-60-2a |
Tétraborate de dilithium (B4Na2O7) |
Borates |
LIS |
12007-89-5a |
Décaborate de diammonium [(NH4)B5O8] |
Borates |
LIS |
12046-04-7 |
Bis[m-oxotétraoxodiborato (4-)]borate(5-), ammonium tétrahydrogène, dihydrate, (T-4)- |
Borates |
LIS (hydrate) |
12229-12-8 |
Pentaborate et tétraphydrate d’ammonium |
Borates |
LIS (hydrate) |
12271-95-3a |
Tétraborate de diargent (B4Ag2O7) |
Borates |
LIS |
12008-41-2 |
Octaborate de disodium (B8Na2O13) |
Borates |
LIS |
12280-03-4 |
Oxyde de bore et de sodium (B8Na2O13), tétrahydrate |
Borates |
LIS (hydrate) |
1332-77-0 |
Tétraborate de dipotassium (B4K2O7) |
Borates |
LIS |
12045-78-2 |
Tétraborate de dipotassium (B4K2O7), tétrahydrate |
Borates |
LIS (hydrate) |
11128-29-3 |
Pentaborate de potassium (B5KO8) |
Borates |
LIS |
12229-13-9 |
Pentaborate de potassium (B5KO8), tétrahydrate |
Borates |
LIS (hydrate) |
1318-33-8 |
Colemanite [CaH(BO2)3.2H2O] |
Borates |
Substance ayant une importance commerciale |
12291-65-5 |
Colemanite [CaH(BO2)3.2H2O] |
Borates |
Substance ayant une importance commerciale |
1319-33-1 |
Ulexite [CaNaH12(BO3)5.2H2O] |
Borates |
Substance ayant une importance commerciale |
68457-13-6a |
Cobalt, complexes de néodécanoate et de borate |
Borates |
LIS |
68442-99-9 |
Manganèse, complexes de néodécanoate et de borate |
Borates |
LIS |
102-24-9 |
Hexaoxyde de tribore et de triméthyle |
Esters de borate |
LIS |
102-98-7 |
[orthoborato(3-)-.κ.O]phénylmercurate(2-), hydrogène (1:2) |
Esters de borate |
LSC |
121-43-7 |
Borate de triméthyle (H3BO3) |
Esters de borate |
LIS |
150-46-9 |
Borate de triéthyle (H3BO3) |
Esters de borate |
LIS |
2467-16-5 |
o-Borate de tricyclohexyle (H3BO3) |
Esters de borate |
LIS |
2665-13-6 |
2,2’-[(1-Méthylpropane-1, 3-diyl)bis(oxy)]bis(4-méthyl-1,3,2-dioxaborinane) |
Esters de borate |
LIS |
5743-34-0 |
Acide D-gluconique, ester cyclique à 4 et 5 chaînons avec l’acide borique (H3BO3), sel de calcium (2:1) |
Esters de borate |
LIS |
6273-99-0 |
[.μ.-[orthoborato(2-)-.κ.O:.κ.O’]]diphényldimercure |
Esters de borate |
LSC |
7091-41-0 |
3,9-Di-p-tolyl-2,4,8,10-tétraoxa- 3,9-diboraspiro[5.5]undécane |
Esters de borate |
LIS |
14697-50-8 |
2,2’-Oxybis[4,4,6-triméthyl-1,3,2-dioxaborinane] |
Esters de borate |
LIS |
51136-86-8 |
Acide tris(2-éthylhexanoïque), trianhydride avec l’acide borique (H3BO3) |
Esters de borate |
LIS |
67859-60-3 |
Hexaoxyde de tribore et de tris(2-éthylhexyle) |
Esters de borate |
LIS |
68130-12-1 |
Acide borique, ester de 2-aminoéthyl |
Esters de borate |
LSC |
68298-96-4 |
Dihydrogénoorthoborate de 2-[(2-hydroxyéthyl)amino]éthyle |
Esters de borate |
LIS |
89325-22-4 |
Oléate de (2-hydroxy-1,3,2-dioxaborolan-4-yl)méthyle |
Esters de borate |
LIS |
71889-05-9 |
Alcool 4,4’-diamino-3,3’,5,5’-tétraméthyl- 2’’,6’’-tritylique, monoester avec l’acide borique (H3BO3) |
Esters de borate |
LIS |
10377-81-8 |
2-Aminoéthanol, monoester avec l’acide borique |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
26038-87-9 |
Acide orthoborique (H3BO3), composé avec le 2-aminoéthanol |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
26038-90-4 |
1-Aminopropan-2-ol, composé avec l’acide orthoborique (H3BO3) |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
68003-13-4 |
1-Aminopropan-2-ol (1:1), composé avec l’acide orthoborique (H3BO3) |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LSC |
68586-07-2 |
Dihydrogénoorthoborate de (2-hydroxyéthyl)ammonium (H3BO3) |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
68797-44-4 |
Orthoborate de tris[(2-hydroxyéthyl)ammonium] (H3BO3) |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
93964-50-2 |
Acide orthoborique (H3BO3), composé avec le 2-amino-2-méthylpropan-1-ol |
Esters de borate (monoalcanolamine, borate) |
LIS |
10049-36-2 |
Acide orthoborique (H3BO3), composé avec le 2,2’,2’’-nitrilotriéthanol |
Esters de borate (trialcanolamine, borate) |
LIS |
10220-75-4 |
Dihydrogénoorthoborate de tri(2-hydroxyéthyl)ammonium (H3BO3) |
Esters de borate (trialcanolamine, borate) |
LIS |
64612-24-4 |
Dihydrogénoorthoborate de bis(2-hydroxyéthyl)ammonium (H3BO3) |
Esters de borate (dialcanolamine, polyborate) |
LIS |
67952-33-4 |
Acide orthoborique (H3BO3), composé avec le 2,2’-iminodiéthanol |
Esters de borate (dialcanolamine, polyborate) |
LIS |
68425-66-1 |
Acide borique, composé avec le 2,2’-iminodiéthanol |
Esters de borate (dialcanolamine, polyborate) |
LIS |
68954-07-4 |
Acide borique, produits de réaction avec la diéthanolamine |
Esters de borate (dialcanolamine, polyborate) |
LIS |
68512-53-8 |
Acide borique (H3BO3), produits de réaction avec l’éthanolamine et la triéthanolamine |
Esters de borate (monoalcanolamine/trialcanolamine, polyborate) |
LIS |
75-23-0 |
Éthylamine, trifluorure de bore |
Halogénures de bore |
LIS |
109-63-7 |
Oxyde de diéthyltrifluorure de bore |
Halogénures de bore |
LIS |
368-39-8 |
Tétrafluoroborate(1-) de triéthyloxonium |
Halogénures de bore |
LIS |
456-27-9 |
Tétrafluoroborate de 4-nitrobenzènediazonium |
Halogénures de bore |
LIS |
592-39-2 |
Trifluoro(pipéridine)bore |
Halogénures de bore |
LIS |
2145-24-6 |
p-Sulfobenzènediazonium, tétrafluoroborate(1-) |
Halogénures de bore |
LIS |
7445-38-7 |
Dibenzylamine, composé avec le trifluorure de bore (1:1) |
Halogénures de bore |
LIS |
7637-07-2 |
Trifluorure de bore |
Halogénures de bore |
LIS |
10294-33-4 |
Tribromure de bore |
Halogénures de bore |
LIS |
10294-34-5 |
Trichlorure de bore |
Halogénures de bore |
LIS |
13755-29-8 |
Tétrafluoroborate de sodium |
Halogénures de bore |
LIS |
13814-96-5a |
Bis(tétrafluoroborate) de plomb |
Halogénures de bore |
LIS |
13814-97-6 |
Bis(tétrafluoroborate) d’étain |
Halogénures de bore |
LIS |
13826-83-0a |
Tétrafluoroborate d’ammonium |
Halogénures de bore |
LIS |
14075-53-7 |
Tétrafluoroborate de potassium |
Halogénures de bore |
LIS |
14486-19-2a |
Tétrafluoroborate de cadmium |
Halogénures de bore |
LIS |
16872-11-0 |
Acide tétrafluoroborique |
Halogénures de bore |
LIS |
16903-52-9 |
Trifluorohydroxyborate(1-) d’hydrogène |
Halogénures de bore |
LIS |
34762-90-8 |
Trichloro(N,N-diméthyloctylamine)bore |
Halogénures de bore |
LIS |
36936-37-5 |
Bis[tétrafluoroborate(1-)] de [p-[[4-[éthyl[2-hydroxy-3- (triméthylammonio)propyl]amino]-o-tolyl]azo]-ß ;-oxophénéthyl]triméthylammonium |
Halogénures de bore |
LIS |
72140-65-9 |
Tétrafluoroborate(1-) de (2-cyano-1-méthyléthyl)dodécyléthylsulfonium |
Halogénures de bore |
LIS |
74-94-2 |
Diméthylamine--borane (1:1) |
Boranes |
LIS |
7337-45-3 |
tert-Butylamine-borane |
Boranes |
LIS |
19287-45-7 |
Diborane |
Boranes |
LIS |
12386-10-6 |
Octahydrotriborate de tétraméthylammonium |
Boranes |
LIS |
16940-66-2 |
Tétrahydroborate de sodium |
Boranes |
LIS |
98-80-6 |
Dihydroxy(phényl)borane |
Composés organiques de bore |
LIS |
143-66-8 |
Tétraphénylborate de sodium |
Composés organiques de bore |
LIS |
3262-89-3 |
Triphénylboroxine |
Composés organiques de bore |
LIS |
13331-27-6 |
(3-Nitrophényl)dihydroxyborane |
Composés organiques de bore |
LIS |
66472-86-4 |
Acide 3-aminophénylborique, hémisulfate |
Composés organiques de bore |
LIS |
39405-47-5 |
Dextrine, produits de réaction avec l’acide monoborique |
UVCB |
LIS |
58450-10-5 |
Acide (2ξ)-D-gluco-heptonique, ester avec l’acide borique (H3BO3), sel de sodium |
UVCB |
LIS |
68131-51-1 |
Caséines boratées |
UVCB |
LIS |
68411-21-2 |
Produits de réaction du sel de sodium de l’acide métaborique (HB5O8) avec le propylèneglycol |
UVCB |
LIS |
68411-22-3 |
Acide phosphorique, produits de réaction avec l’hydroxyde d’aluminium et l’acide borique (H3BO3) |
UVCB |
LIS |
68511-18-2 |
Borate d’amidon |
UVCB |
LIS |
68610-78-6 |
Anhydride acétique, produits de réaction avec le trifluorure de bore et le 1,5,9-triméthylcyclododéca-1,5,9-triène |
UVCB |
LIS |
68855-38-9 |
Acide formique, produits de réaction avec le trifluorure de bore et le [1S-(1α,3aß,4α ,8aß)]-4,8,8-triméthyl-9-méthylèneperhydro -1,4-méthanoazulène |
UVCB |
LIS |
69898-30-2 |
Amidon hydrolysé en milieu basique, estérifié en borate |
UVCB |
LIS |
72066-70-7 |
Lessives de sulfite et lessives de cuisson usées, boratées |
UVCB |
LIS |
90530-04-4 |
Propan-2-ol, produits de réaction avec le trifluorure de bore et le 5-éthylidènebicyclo[2.2.1]hept-2-ène |
UVCB |
LIS |
91770-03-5 |
Acides gras de tallol, produits de réaction avec l’acide borique (H3BO3) et la diéthanolamine |
UVCB |
LIS |
91782-44-4 |
Éthane-1,2-diol, produits de réaction avec le sel dipotassique de l’acide borique (B4Na2O7) |
Composés organiques |
LIS |
93924-91-5 |
Acide borique (H3BO3), produits de réaction avec le 2,2’-[(C16-18-alkyl, saturé et insaturé)imino]diéthanol |
UVCB |
LIS |
121053-02-9 |
Acides sulfoniques de pétrole, sels sur-basiques de calcium, produits de réaction avec l’acide acétique, l’acide borique et l’acide 12-hydroxyoctadécanoïque |
UVCB |
LIS |
124751-09-3 |
Caséines, produits de réaction avec l’hydroxyde d’ammonium, l’oxyde de bore et de sodium (B4Na2O7), l’hydroxyde de sodium et le phosphate de trisodium |
UVCB |
LIS |
125328-30-5 |
Amidon hydrolysé à l’acide, boraté |
UVCB |
LIS |
127087-85-8 |
Acide borique (H3BO3), produits de réaction avec le 2-(butylamino)éthanol et la diéthanolamine |
UVCB |
LIS |
129783-46-6 |
Tétrafluoroborate(1-) d’hydrogène, produits de réaction avec le 2-(éthylthio)éthanol |
UVCB |
LIS |
Abréviations : LSC, Liste des substances commercialisées; UVCB, Substances de composition inconnue ou variable, produits de réactions complexes ou matières biologiques.
a Substance répondant aux critères de catégorisation prévus au paragraphe 73(1) de la LCPE (1999).
No CAS |
Nom chimique |
Classe chimique |
Inventaire |
7440-42-8 |
Bore |
Bore élémentaire |
LIS |
50815-87-7 |
Borate silicate de sodium |
Borates |
LIS |
59794-15-9 |
Silicate boraté de calcium |
Borates |
LIS |
65997-17-3 |
Verre aux oxydes, produits chimiques |
Borates |
LIS/LSC |
10043-11-5 |
Nitrure de bore |
Borures |
LIS |
12008-21-8 |
Hexaborure de lanthane (LaB6) |
Borures |
LIS |
12045-63-5 |
Titanium boride (TiB2) |
Borures |
LIS |
12069-32-8 |
Carbure de bore (B4C) |
Borures |
LIS |
Annexe B : Données écotoxicologiques aquatiques
Groupe |
Nom de l’espèce (nom commun) |
Paramètre et durée |
Réponse |
Concentration produisant un effet en mg B/L (moyenne géométrique) |
Référence |
Algues |
Elodea canadensis (élodée d’Amérique) |
CSEO |
Croissance |
1,0 |
ANZECC, 2000 |
Algues |
Spirodela polyrhiza (lentille d’eau) |
CMAT après 10 jours |
Production de feuilles |
1,8 (moyenne géométrique; n = 2) |
Davis et coll., 2002 |
Algues |
Chlorella pyrenoidosa (algue verte) |
CSEO après 14 jours |
Croissance ou composition des cellules |
2,0 (moyenne géométrique; n = 2) |
ANZECC, 2000; Fernandez et coll., 1984 |
Poissons |
Oncorhynchus mykiss (truite arc-en-ciel) |
CSEO après 87 jours |
Survie de l’embryon |
2,1 |
Black et coll., 1993 |
Poissons |
Ictalurus punctatus (barbue de rivière) |
CMAT après 9 jours |
Survie |
2,4 (moyenne géométrique; n = 8) |
Birge et Black, 1977 |
Plante |
Phragmites australis (roseau commun) |
CSEO après 4 mois |
Croissance |
4,0 |
Bergmann, 1995 |
Poissons |
Micropterus salmoides (achigan à grande bouche) |
CMAT après 11 jours |
Tératogénèse |
4,1 (moyenne géométrique; n = 2) |
Black et coll., 1993 |
Algues |
Chlorella vulgaris (algue verte) |
CSEO |
Croissance de la population |
5,2 |
ANZECC, 2000 |
Invertébrés |
Daphnia magna (cladocère) |
CSEO |
Reproduction |
6,0 |
ANZECC, 2000 |
Protozoaire |
Opercularia bimarginata |
CSEO après 72 h |
Croissance, reproduction |
10,0 |
Guhl, 1992a |
Poissons |
Danio rerio (poisson zèbre) |
CMAT après 34 jours |
Mortalité, condition de croissance |
10,0 |
Hooftman et coll., 2000b |
Algues |
Selenastrum capricornutum (algue verte) |
CMEO après 72 h |
Croissance |
12,3 |
MELP, 1997 |
Invertébrés |
Ceriodaphnia dubia (cladocère) |
CMAT après 14 jours |
Croissance, reproduction |
13,4 |
Hickey, 1989 |
Invertébrés |
Entosiphon sulcatum (zooplancton) |
CSEO après 72 h |
Croissance |
15,0 |
Guhl, 1992a |
Poissons |
Carassius auratus (cyprin doré) |
CMAT après 7 jours |
Survie et tératogénèse |
15,6 (moyenne géométrique; n = 8) |
Birge et Black, 1977 |
Poissons |
Pimephales promelas (méné à grosse tête du Nord) |
CMAT après 30 jours |
Diminution de la croissance |
18,3 (moyenne géométrique; n = 2) |
Procter et Gamble, 1979 |
Invertébrés |
Chironomus decorus (chironome) |
CSEO après 96 h |
Croissance |
20,0 |
Maier et Knight, 1991 |
Cilié |
Paramecium caudatum |
CSEO après 72 h |
Croissance, reproduction |
20,0 |
Guhl, 1992a |
Amphibien |
Rana pipiens (grenouille léopard) |
CMAT après 7 jours |
Survie et tératogénèse |
20,4 (moyenne géométrique; n = 8) |
Birge et Black, 1977; Butterwick et coll., 1989; Eisler, 1990 |
Algues |
Scenedesmus subspicatus (algue verte) |
CE10 après 96 h |
Croissance |
30,0 |
Guhl, 1992b |
Algues |
Myriophyllum spicatum (myriophylle en épi) |
CSEO |
Croissance |
34,2 |
ANZECC, 2000 |
Amphibien |
Bufo fowleri (crapaud de Fowler) |
CMAT après 7 jours |
Survie et tératogénèse |
48,6 |
Birge et Black, 1977 |
Algues |
Aspergillus nidulans (algue bleu-vert) |
CSEO |
Croissance ou constituants organiques |
50,0 |
Martinez et coll., 1986 |
Amphibien |
Bufo americanus (crapaud d’Amérique) |
CMEO après 43 jours |
Proportion d’œufs éclos |
50,0 |
Laposata et Dunson, 1998 |
Algues |
Lemna minor (lenticule mineure) |
CSEO après 7 jours |
Croissance |
60,0 |
Wang, 1986 |
Amphibien |
Ambystoma jeffersonianium (salamandre de Jefferson) |
CMAT après 17 à 25 jours |
Proportion de têtards déformés |
70,7 (moyenne géométrique; n = 2) |
Laposata et Dunson, 1998 |
Amphibien |
Ambystoma maculatum (salamandre maculée) |
CMAT après 38 à 44 jours |
Proportion de têtards déformés |
70,7 (moyenne géométrique; n = 2) |
Laposata et Dunson, 1998 |
Amphibien |
Rana sylvatica (grenouille des bois) |
CMAT après 13 à 23 jours |
Proportion d’œufs éclos |
70,7 (moyenne géométrique; n = 2) |
Laposata et Dunson, 1998 |
Groupe |
Nom de l’espèce (nom commun) |
Paramètre et durée |
Réponse |
Concentration produisant un effet |
Référence |
Invertébrés |
Chironomus riparius (larve de chironome) |
CSEO après 28 jours |
Multiplea |
37,8 mg B/kg |
Gerke et coll., 2011ab |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CMEO après 28 jours |
Multiplea |
> 37,8 mg B/kg |
Gerke et coll., 2011ab |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CSEO après 28 jours |
Survie, émergence |
20,4 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CMEO après 28 jours |
Survie, émergence |
43,3 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CE10 après 28 jours |
Survie |
43 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CE50 après 28 jours |
Survie |
46,5 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CE10 après 28 jours |
Émergence |
40,8 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CE50 après 28 jours |
Émergence |
50,2 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CSEO après 28 jours |
Multipled |
43,3 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CMEO après 28 jours |
Multipled |
> 43,3 mg B/L |
Gerke et coll., 2011bc |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CSEO après 28 jours |
Mortalité, émergence |
180 mg B/kg |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CMEO après 28 jours |
Mortalité, émergence |
320 mg B/kg |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CL50 après 28 jours |
Mortalité |
278 mg B/kg |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CSEO après 28 jours |
Mortalité, émergence |
32 mg B/L |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CMEO après 28 jours |
Mortalité, émergence |
59 mg B/L |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Chironomus riparius |
CL50 après 28 jours |
Mortalité |
49 mg B/L |
Hooftman et coll., 2000a |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea (lampsile siliquoïde) |
CSEO après 21 jours |
Survie |
254,9 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CI25 après 21 jours |
Survie |
363,1 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CSEO après 21 jours |
Survie |
31,6 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CI25 après 21 jours |
Survie |
45,0 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CSEO après 21 jours |
Croissance |
80,6 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CI25 après 21 jours |
Croissance |
310,6 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CSEO après 21 jours |
Croissance |
10 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lampsilis siliquoidea |
CI25 après 21 jours |
Croissance |
38,5 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus (ver aquatique) |
CSEO après 28 jours |
Survie |
100,8 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CSEO après 28 jours |
Survie |
12,5 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CI25 après 28 jours |
Survie |
12,7 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CSEO après 28 jours |
Croissance |
201,6 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CI25 après 28 jours |
Croissance |
235,5 mg B/kg |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CSEO après 28 jours |
Croissance |
25 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
Invertébrés |
Lumbriculus variegatus |
CI25 après 28 jours |
Croissance |
25,9 mg B/L |
Hall et coll., 2014 |
a Survie, émergence, temps d’émergence (mâle, femelle, total), taux de développement (mâle, femelle, total).
b Test fait à l’aide de sédiments enrichis.
c Test fait à l’aide d’eau enrichie.
d Temps d’émergence (mâle, femelle, total), taux de développement (mâle, femelle, total).
Annexe C : Données écotoxicologiques pour le sol
Groupe |
Nom de l’espèce (nom commun) |
Paramètre et durée |
Réponse |
Concentration produisant un effet en mg B/kg (moyenne géométrique) |
Référence |
Invertébrés |
Folsomia candida (collembole nivicole) |
CE10 après 28 à 42 jours |
Reproduction |
5,5 |
Amorim et coll., 2012 |
Plante (monocotylédone) |
Zea mays (maïs) |
CE10 après 70 jours |
Croissance (production de racines) |
7,2 |
ARCHE, 2010; Hosseini et coll., 2007 |
Invertébrés |
Enchytraeus albidus (ver blanc) |
CE10 après 28 à 42 jours |
Reproduction |
8,5 (moyenne géométrique; n = 2) |
Amorim et coll., 2012 |
Plante (monocotylédone) |
Elymus lanceolatus (élyme lancéolé) |
CI20 après 21 jours |
Émergence |
9,6 |
Anaka et coll., 2007 |
Plante (monocotylédone) |
Avena sativa (avoine) |
CE10 après 14 jours |
Biomasse des pousses |
11 |
Förster et Becker, 2009 |
Plante (dicotylédone) |
Medicago sativa sp (luzerne) |
CSEO après 45 jours |
Production de pousses |
13,35 (moyenne géométrique; n = 12) |
Gestring et Soltanpour, 1987 |
Plante (dicotylédone) |
Brassica napus (colza) |
CE10 après 14 jours |
Biomasse des pousses |
13,9 |
Förster et Becker, 2009 |
Invertébrés |
Enchytraeus luxuriosus (lombric) |
CE10 après 28 jours |
Reproduction |
17 |
Moser et Beker, 2009d |
Invertébrés |
Enchytraeus crypticus (lombric) |
CE10 après 28 jours |
Reproduction |
22,5 |
Moser et Beker, 2009c |
Invertébrés |
Hypoaspis aculeifer (acarien prédateur) |
CE10 après 14 jours |
Reproduction |
22,7 |
Moser et Scheffczyk, 2009 |
Invertébrés |
Onychiurus folsomi |
CE20 après 35 jours |
Reproduction |
24,1 (moyenne géométrique; n = 2) |
ESG International Inc. et Aquatera Environmental Consulting Ltd., 2003 |
Invertébrés |
Eisenia andrei (lombric) |
CI20 après 56 à 63 jours |
Reproduction (masse sèche des juvéniles) |
24,8 (moyenne géométrique; n = 6) |
Stantec et Aquaterra Consulting, 2004 |
Plante (arbre) |
Picea glauca (épinette blanche) |
CI25 après 35 jours |
Longueur des racines |
27,7 (moyenne géométrique n = 3) |
Environnement Canada, 2014 |
Plante (arbre) |
Betula papyrifera (bouleau à papier) |
CI25 après 28 jours |
Longueur des racines |
28,25 (moyenne géométrique; n = 3) |
Environnement Canada, 2014 |
Plante (monocotylédone) |
Calamagrostis canadensis (calamagrostide du Canada) |
CI25 après 14 jours |
Longueur des racines |
36,45 (moyenne géométrique; n = 4) |
Environnement Canada, 2014 |
Plante (arbre) |
Populus tremuloides (peuplier blanc) |
CI25 après 21 jours |
Longueur des racines |
42,7 (moyenne géométrique; n = 3) |
Environnement Canada, 2014 |
Invertébrés |
Poecilus cupreus (zabre des céréales) |
CE10 après 21 jours |
Taux d’alimentation |
47,5 |
Moser et Becker, 2009e |
Plantes (eudicotylédones) |
Solidago canadensis (verge d’or du Canada) |
CI25 après 21 jours |
Longueur des pousses |
48,1 (moyenne géométrique; n = 3) |
Environnement Canada, 2014 |
Invertébrés |
Dendrodrilus rubidus (lombric) |
CI25 après 56 jours |
Reproduction |
58,8 (moyenne géométrique; n = 2) |
Environnement Canada, 2014 |
Plante (arbre) |
Picea mariana (épinette noire) |
CI25 après 35 jours |
Longueur des racines |
60,2 (moyenne géométrique; n = 5) |
Environnement Canada, 2014 |
Plante (arbre) |
Pinus banksiana (pin gris) |
CI25 après 14 jours |
Longueur des racines |
61,1 (moyenne géométrique; n = 3) |
Environnement Canada, 2014 |
Invertébrés |
Eisenia fetida (ver du fumier) |
CE10 après 56 jours |
Reproduction |
70,1 |
Moser et Becker, 2009a |
Invertébrés |
Caenorhabditis elegans (nématode) |
CE10 après 4 jours |
Reproduction |
86,7 |
Moser et Becker, 2009b |
Annexe D : Estimations d'absorption à partir des milieux naturels, des aliments et de l'eau potable
Voie d’exposition |
de 0 à 6 mois (nourrissons) allaités)a,b |
de 0,5 à 4 ansc |
de 5 à 11 ansd |
de 12 à 19 anse |
de 20 à 59 ansf |
60 ans et plusg |
Airh |
0,001 |
0,003 |
0,002 |
0,001 |
0,001 |
0,001 |
Aliments et eaui |
3,0 |
91,7 |
63,6 |
26,2 |
24,7 |
23,2 |
Solj |
s.o. |
0,030 |
0,022 |
0,001 |
0,001 |
0,001 |
Poussièrek |
0,331 |
0,173 |
0,065 |
0,002 |
0,002 |
0,002 |
Absorption totale |
3,3 |
91,9 |
63,7 |
26,2 |
24,7 |
23,2 |
s.o. : sans objet
a On présume que le nourrisson pèse 7,5 kg, qu’il respire 2,1 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’il ingère 38 mg de poussière par jour (Wilson et coll., 2013). On présume que les nourrissons allaités ne consomment que du lait maternel pendant six mois.
b On présume que les nourrissons consomment quotidiennement 0,742 L de lait maternel (Santé Canada, 1998). La concentration moyenne mesurée dans le lait maternel des femmes de St. John’s (Terre-Neuve-Et-Labrador) était de 30 µg/L (Hunt, 2004), et la concentration maximale mesurée était de 100 µg/L (ATSDR, 2010).
c On présume que l’enfant pèse 15,5 kg, qu’il respire 9,3 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’il ingère 14 mg de sol et 41 mg de poussière domestique par jour (Wilson et coll., 2013). On a utilisé les estimations de l’apport alimentaire médian (aliments et eau potable) pour le groupe d’âge de 1 à 3 ans, tel qu’il est présenté dans le tableau 9-1, pour représenter l’apport alimentaire pour ce groupe d’âge.
d On présume que l’enfant pèse 31,0 kg, qu’il respire 14,5 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’il ingère 21 mg de sol et 31 mg de poussière domestique par jour (Wilson et coll., 2013). On a utilisé des estimations de l’apport alimentaire médian (aliments et eau potable) pour le groupe d’âge de 4 à 8 ans, tel qu’il est présenté dans le tableau 9-1, pour représenter l’apport alimentaire pour ce groupe d’âge.
e On présume que l’enfant pèse 59,4 kg, qu’il respire 15,8 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’il ingère 1,4 mg de sol et 2,2 mg de poussière domestique par jour (Wilson et coll. 2013). On a utilisé des estimations de l’apport alimentaire médian (aliments et eau potable) pour les adolescents de 14 à 18 ans, tel qu’il est présenté dans le tableau 9-1, pour représenter l’apport alimentaire pour ce groupe d’âge.
f On présume que la personne pèse 70,9 kg, qu’elle respire 16,2 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’elle ingère 1,6 mg de sol et 2,5 mg de poussière domestique par jour (Wilson et coll., 2013). On a utilisé des estimations de l’apport alimentaire médian (aliments et eau potable) pour les femmes de 19 à 30 ans, comme présenté dans le tableau 9-1, pour représenter l’apport alimentaire pour ce groupe d’âge.
g On présume que la personne pèse 72,0 kg, qu’elle respire 14,3 m3 d’air par jour (Santé Canada, 1998) et qu’elle ingère 1,5 mg de sol et 2,5 mg de poussière domestique par jour (Wilson et coll., 2013). On a utilisé des estimations de l’apport alimentaire médian (aliments et eau potable) pour les femmes de 51 à 70 ans, comme présenté dans le tableau 9-1, pour représenter l’apport alimentaire pour ce groupe d’âge.
h Apport estimé au moyen d’une concentration médiane de MP10 de 5,3 ng/m3 (n = 127) dans un échantillon d’air personnel sur 24 heures, mesurée à Windsor, en Ontario (Rasmussen et coll., 2013). On considère que les données personnelles relatives à l’air sont les plus représentatives des concentrations atmosphériques dans la zone d’inhalation.
i L’apport alimentaire médian habituel (aliments et eau potable) est présenté (à l’exception des nourrissons allaités). Les groupes d’âge issus des groupes d’évaluation de l’exposition alimentaire comme l’indique le tableau 9-1) qui recoupent le plus les groupes d’âge présentés dans le tableau D‑1 ont été utilisés (courriels de 2013 et 2014 de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada; source non citée). Concernant les nourrissons allaités, consultez le point b ci-dessus.
j Absorption fondée sur la concentration moyenne de bore total dans les sols aux États-Unis (33 ug/g) [USGS, 1984]; des données canadiennes adéquates n’étaient pas disponibles.
k Absorption fondée sur la concentration médiane de base de bore bioaccessible de 65 µg/g mesuré dans 1 025 maisons dans le cadre de l’Enquête sur la poussière domestique au Canada (Rasmussen et coll. 2014 – document présenté aux fins de publication).
Annexe E : Absorptions estimées découlant de l’utilisation de produits
Scénario |
Groupe d’âge |
Poids corporel (kg) |
Concentration de bore (%) |
Quantité de produit |
Absorption cutanée (%) |
Absorption (µg/kg p.c. par jour) |
Ingestion directe en jouant avec de la pâte à modelera |
de 6 mois à 4 ans |
15,5 |
0,874 (5 % d’acide borique) |
de 100 mg à 5 g ingérés |
s.o. |
56 – 2 819 |
Exposition cutanée en jouant avec de la pâte à modelerb |
de 6 mois à 4 ans |
15,5 |
0,874 (5 % d’acide borique) |
350 g
|
0,5 à 10 ans |
69 – 1 381 |
a Où l’ingestion orale = quantité de produit ingéré (100 mg d’après RIVM [2008], concentration interne par défaut de 5 g concernant l’ingestion intentionnelle) * concentration de bore (ECHA, 2010; Rio Tinto, 2015; Santé Canada, 2002, 2004, 2009b, 2009c)/kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
b Où l’exposition cutanée = quantité de produit manipulé (350 g d’après RIVM [2002]) * concentration de bore (ECHA, 2010; Rio Tinto, 2015; Santé Canada, 2002, 2004, 2009b, 2009c) * écoulement provenant de la sueur simulée * absorption cutanée/kg p.c. Écoulement de 7 % de l’acide borique présent dans la pâte sur la peau par sueur simulée (BfR, 2005). 7 % d’après une concentration de 0,1 g d’acide borique s’écoulant sur la peau à partir de 17 g de pâte à modelé qui contenait 1,36 g d’acide borique (8 % × 17 g). Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
Produit |
Scénario |
Groupe d’âge |
Concentration de bore (%) |
Absorption cutanée (µg/kg p.c. par jour) |
Absorption par inhalation (µg/kg p.c. par jour) |
Absorption orale (µg/kg p.c. par jour) |
Produit de nettoyage à usage général (liquide)a |
Nettoyage des surfaces (application) |
Adulte |
0,742 |
10 – 199 |
s.o. |
s.o. |
Détergent pour lave-vaisselle (liquide)b |
Lavage à la main (application) |
Adulte |
0,148 |
4 – 86 |
s.o. |
s.o. |
Nettoyant pour plancher (liquide)c |
Lavage à la main (application) |
Adulte |
1,759 |
27 – 542 |
s.o. |
s.o. |
Nettoyant pour plancher (liquide)d,e |
Absorption cutanée après application liée au fait de ramper sur le sol et découlant du contact oral main-bouche |
Tout-petit |
1,759 |
8 – 160 |
s.o. |
120 |
Détergent pour lessive (poudre)f |
Additif pour lessive (charge) |
Adulte |
11,4 |
s.o. |
0,02 |
s.o. |
s.o. = sans objet.
a D’après ConsExpo (2006), où l’absorption cutanée = concentration de bore * quantité de produit touché (19 g, en fonction de l’épaisseur du film avec 1 900 cm2 de surface touchée et une couche de produit de 0,01 cm sur la peau * densité de 1 g/cm3, RIVM 2006) * absorption cutanée (0,5, 10 %)/70,9 kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
b D’après ConsExpo (2006), où l’absorption cutanée = concentration de bore (produits de nettoyage présents sur le marché canadien d’après une recherche dans les fiches signalétiques) * quantité de produit touché (20,58 g, en fonction de l’épaisseur du film avec une surface de peau touchée de 2 058 cm2 (valeurs tirées de HERA [2005] pour les mains et les avant-bras * couche de produit de 0,01 cm sur la peau * densité de 1 g/cm3, RIVM, 2006) * absorption cutanée (0,5, 10 %) * utilisation deux fois par jour (concentration interne par défaut)/70,9 kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
c D’après ConsExpo (2006), où l’absorption cutanée = concentration de bore (produits de nettoyage présents sur le marché canadien d’après une recherche dans les fiches signalétiques) * quantité de produit en contact avec la peau (21,85 g, d’après une surface de 2 185 cm2 pour les mains et l’avant-bras, et d’après une épaisseur de film de 0,01 cm sur la peau et une densité de 1 g/cm3, RIVM, 2006) * absorption cutanée (0,5, 10 %)/70,9 kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
d D’après les procédures normalisées d’exploitation (PNE) de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (2012b), où l’absorption cutanée = résidu de surface de la quantité de produit de 40 mL/m2 (d’après la quantité de produit de 40 mL par défaut selon ConsExpo/m2 de surface, en supposant une densité de 1 g/ml) * concentration de bore * efficacité de transfert plancher-peau de 0,08 (valeur par défaut de l’USEPA [2012b] pour les surfaces dures) * coefficient de transfert de 2 200 cm2/heure (valeur par défaut de l’USEPA [2012b] de 1 800 cm2/heure pour les surfaces dures et les tapis et ajusté pour les surfaces des enfants de 0,5 à 4 ans) * durée d’exposition de 2 heures (valeur par défaut de l’USEPA [2012b] pour les surfaces dures) * absorption cutanée (0,5, 10 %) * facteurs de conversion (1m2/10 000 cm2, 1 000 000 µg/g)/15,5 kg p.c.
e D’après l’Environmental Protection Agency des États-Unis (2012b) pour l’absorption orale main-bouche = [charge de résidu sur les mains (mg/cm2) * surface mâchonnée (22 cm2/événement)] * [durée d’exposition (2 heures/jour) * fréquence de recharge par heure (4 intervalles/heure)] * [1- (1-facteur d’extraction salivaire, 0,48)fréquence du geste main-bouche, 20 par fréquence de recharge, 4]/15,5 kg p.c., où la charge de résidu sur les mains (mg/cm2) = fraction de la substance sur les mains par rapport au résidu de surface total issu de l’étude de Jazzercise (0,15) * dépôt cutané total calculé à partir d’un scénario d’exposition cutanée (mg/jour)/surfaces des deux mains (350 cm2). Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
f D’après la Base de données sur l’exposition des manipulateurs de pesticides (BDEMP), où l’absorption par inhalation = exposition à 56,20 µg/kg de bore manipulé (valeur de l’exposition d’après la BDEMP en M/L de poudre mouillable, Pellerin et coll. 2001) * concentration de bore (produits de nettoyage disponibles sur le marché canadien) * quantité de produit manipulé (227 g, 1 tasse, valeur par défaut)/70,9 kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs. Seule l’absorption par inhalation a été quantifiée, car elle a été jugée plus pertinente que l’absorption cutanée pour ce scénario.
Produit |
Groupe d’âge |
Quantité appliquéea (g) |
Fréquence par joura |
Facteur de rétentiona |
Absorption cutanée (%) |
Absorption (µg/kg p.c. par jour)b |
Crème pour le corps |
20 – 59 |
4,4 |
1,1 |
1 |
0,5, 10 |
3 – 6 |
Crème pour le corps |
5 – 11 |
2,2 |
1,1 |
1 |
0,5, 10 |
3 – 68 |
Crème pour le corps |
0,5 – 4 |
1,4 |
1,7 |
1 |
0,5, 10 |
7 – 134 |
Crème pour le corps |
< 0,5 |
1,4 |
1,7 |
1 |
0,5, 10 |
14 – 277 |
Nettoyant pour la peau |
20 – 59 |
11,3 |
1,37 |
0,01 |
0,5, 10 |
0,1 – 1,9 |
Nettoyant pour la peau |
5 – 11 |
6,48 |
0,42 |
0,01 |
0,5, 10 |
0,04 – 0,8 |
Nettoyant pour la peau |
0,5 – 4 |
3,76 |
0,42 |
0,01 |
0,5, 10 |
0,04 – 0,9 |
Nettoyant pour la peau |
< 0,5 |
0,873 |
0,64 |
0,01 |
0,5, 10 |
0,03 – 0,65 |
Crème pour l’érythème fessier |
0,5 – 4 |
0,3 |
4 |
1 |
100 |
677 |
Crème pour l’érythème fessier |
< 0,5 |
0,3 |
4 |
1 |
100 |
1 399 |
a Les valeurs internes par défaut, la quantité appliquée et la fréquence par jour pour la crème pour l’érythème fessier sont fondées sur un jugement scientifique professionnel.
b Basé sur ConsExpo (2006), où l’absorption = quantité de produit appliquée * 0,874 % de bore (concentration maximale permise dans la Liste critique; Santé Canada, 2014a) * fréquence par jour * facteur de rétention * absorption cutanée/p.c. Poids corporels pour les groupes d’âge – de 20 à 59 ans : 70,9 kg; de 5 à 11 ans : 31 kg; de 0,5 à 4 ans : 15,5 kg; < 0,5 mois : 7,5 kg (Santé Canada, 1998). Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
Produit |
Concentration (% B)a |
Quantité ingérée/disponible pour l’absorptionb |
Fréquence par jourb |
Absorption (µg/kg p.c. par jour)c |
Rince-bouche |
0,175 |
0,7 g |
3 |
52 |
Rouge à lèvres |
0,525 |
0,01 g |
2,4c |
2 |
Lubrifiant génital |
0,525 |
10 g |
1b |
740 |
a Concentration maximale déclarée à Santé Canada.
b Les valeurs internes par défaut, la quantité appliquée et la fréquence par jour pour le lubrifiant génital sont fondées sur un jugement scientifique professionnel.
c D’après ConsExpo (2006), où l’absorption = concentration de bore * quantité ingérée/quantité disponible pour l’absorption * fréquence * absorption cutanée de 100 % (s’il y a lieu)/70,9 kg p.c. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
Produit |
Quantité de bore dans les suppléments pris par voie orale (µg)a |
Absorption (µg/kg p.c. par jour)b |
Suppléments multivitamines/minéraux |
700 |
10 |
Suppléments pour la santé des articulations |
3 360 |
47 |
a Santé Canada, 2007a, 2007b, 2014b.
b Où l’absorption = quantité de bore dans les suppléments oraux/70,9 kg p.c.
Âge |
P.C. (kg)a |
Surface du corps entier (cm2)b |
Taux d’ingestion orale (L/h)c |
Absorption cutanéed (µg/kg/ événement) |
Absorption oralee (µg/kg p.c./ |
Absorption totalef (µg/kg p.c./ événement) |
0 – 6 mois |
7,5 |
3 680 |
0,05 |
18 |
500 |
518 |
6 mois – 4 ans |
15,5 |
5 780 |
0,05 |
14 |
242 |
256 |
5 – 11 ans |
31,0 |
9 660 |
0,05 |
12 |
121 |
133 |
12 – 19 ans |
59,4 |
16 200 |
0,05 |
10 |
63 |
73 |
20 – 59 ans |
70,9 |
18 200 |
0,025 |
10 |
26 |
36 |
60 ans et plus |
72,0 |
18 200 |
0,025 |
9 |
26 |
36 |
a Santé Canada, 1998.
b Santé Canada, 1995.
c Modèle SWIMODEL de l’USEPA (2003) [tableau 3-5f]; USEPA, 2011.
d D’après les algorithmes tirés du modèle SWIMODEL de l’USEPA (2003), où l’absorption cutanée (µg/kg p.c./jour) = surface (cm2) * durée d’exposition (1,5 h, Schets et coll. 2011) * concentration (50 µg B/mL, 50 ppm) * Kp (0,0005 cm/h, Wester et coll., 1998b) * facteur de conversion (1 cm3/1 mL)/p.c. (kg). Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
d D’après les algorithmes tirés du modèle SWIMODEL de l’USEPA (2003), où l’absorption orale (µg/kg p.c./jour) = taux d’ingestion orale (L/h) * durée d’exposition (1,5 h, Schets et coll. 2011) * concentration de 50 ppm (µg B/mL) * facteur de conversion (1 000 mL/L)/p.c. (kg). Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
f Absorption totale (µg/kg p.c./jour) = absorption cutanée + absorption orale. Les variations sont attribuables à l’arrondissement des valeurs.
Annexe F : Tableaux de données sur la biosurveillance
Population |
Groupe d’âge |
Sexe |
n |
Moyenne ± ET (µg/L) |
Plage (µg/L) |
Référence |
Alberta, femmes enceintes, sérum |
< 25 – 31 et plus |
F |
151 bassins n = 50 599 |
13 – 34 moyenne des bassins |
s.o. |
Alberta Health and Wellness, 2008 |
Alberta, femmes enceintes, sérum |
18 – 25 |
F |
54 bassins |
21,5 |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Alberta, femmes enceintes, sérum |
26 – 30 |
F |
50 bassins |
24 |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Alberta, femmes enceintes, sérum |
31 et plus |
F |
47 bassins |
25 |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Alberta, enfants sérum |
< 5 – 13 (2 – 13) |
M et F |
6 bassins n = 1 373 |
29 – 33 moyennes des bassins |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Alberta, enfants sérum |
≤ 5 (2 – ≤ 5) |
M et F |
3 bassins |
31,5 |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Alberta, enfants, sérum |
6 – 13 |
M et F |
3 bassins |
30,5 |
s.o. |
Gouvernement de l’Alberta, 2010 |
Canada, volontaires en bonne santé, sang entier |
Adulte |
s.o. |
12 |
30,8 ± 5,6 |
15,3 – 79,5 |
Clarke et coll., 1987a |
Canada, volontaires en bonne santé, sang |
Adulte |
M et F |
7 |
97 ± 22 |
s.o. |
Clarke et coll., 1987b |
Canada, volontaires en bonne santé (témoins), sang entier |
Adulte |
M et F |
7 |
23 ± 2 |
s.o. |
Clarke et coll., 2004 |
Canada, volontaires en bonne santé (témoins), plasma |
Adulte |
M et F |
7 |
28 ± 2 |
s.o. |
Clarke et coll., 2004 |
États-Unis, plasma |
s.o. |
s.o. |
12 |
25 ± 7 |
14 – 39 |
Ferrando et coll., 1993 |
États-Unis, femmes non enceintes, plasma |
18 – 40 |
F |
15 |
22 ± 13 |
s.o. |
Pahl et coll., 2001 |
États-Unis, femmes enceintes, plasma |
18 – 40 |
F |
16 |
23 ± 15 |
s.o. |
Pahl et coll., 2001 |
Royaume-Uni, sang entier |
s.o. |
s.o. |
50 |
56,7 |
8,4 – 170,4 |
Abou-Shakra et coll., 1989 |
Royaume-Uni, sérum |
s.o. |
s.o. |
50 |
22,3 |
8,3 – 48,1 |
Abou-Shakra et coll., 1989 |
Suède, athlètes, sang |
16 – 36 |
M et F |
31 |
11 ± 7 |
6 – 33 |
Rodushkin et coll., 1999 |
Belgique, sérum |
23 – 51 |
M et F |
12 |
13,9 ± 6,9 |
4,1 – 25,8 |
Vanhoe et coll., 1993 |
Nord de l’Allemagne, sang |
18 – 70 |
M et F |
130 |
42 |
12 – 195 |
Heitland et Köster, 2006 |
Nord de la France, plasma |
21,2 (moyenne) |
M |
180 |
126,11 ± 106,27 |
s.o. |
Yazbeck et coll., 2005 |
France, sang entier |
s.o. |
s.o. |
100 |
Médiane 26 |
5e – 95e centile 14 – 44 |
Goulle et coll., 2005 |
France, Plasma
|
s.o. |
s.o. |
100 |
Médiane 36 |
5e – 95e centile 19 – 79 |
Goulle et coll., 2005 |
Turquie, plasma |
44 (moyenne) |
M et F |
80 |
11,3 ± 7,9 à 18,3 ± 19,5, moyennes par indice de masse corporelle |
s.o. |
Hasbachecei et coll., 2013 |
Japon, sérum |
< 20 – 80 et plus |
F |
583 |
MG 67,9 |
19,6 – 211,3 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
< 20 |
M |
45 |
MG 63,8 |
24,6 – 156,6 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
20 – 29 |
M |
45 |
MG 66,5 |
23,5 – 189,0 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
30 – 39 |
M |
32 |
MG 75,2 |
27,7 – 166,3 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
40 – 49 |
M |
41 |
MG 86,5 |
33,7 – 210,2 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
50 – 59 |
M |
71 |
MG 83,9 |
33,4 – 192,4 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
60 – 69 |
M |
111 |
MG 85,1 |
31,8 – 237,8 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
70 – 79 |
M |
38 |
MG 87,7 |
34,3 – 213,2 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
80 et plus |
M |
14 |
MG 95,9 |
35,9 – 210,6 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
< 20 – 80 et plus |
M |
397 |
MG 79,8 |
23,5 – 237,8 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
< 20 |
F |
51 |
MG 59,4 |
19,6 – 151,6 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
20 – 29 |
F |
104 |
MG 59,2 |
21,8 – 133,8 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
30 – 39 |
F |
88 |
MG 63,0 |
25,2 – 181,6 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
40 – 49 |
F |
93 |
MG 67,5 |
23,8 – 180,2 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
50 – 59 |
F |
89 |
MG 72,1 |
25,3 – 187,5 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
60 – 69 |
F |
87 |
MG 75,0 |
27,0 – 211,3 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
70 – 79 |
F |
49 |
MG 82,0 |
35,9 – 134,9 |
Usuda et coll., 1997 |
Japon, sérum |
80 et plus |
F |
22 |
MG 82,4 |
43,9 – 169,9 |
Usuda et coll., 1997 |
Abréviations : ET, écart-type; s.o., sans objet; MG, moyenne géométrique.
Densité présumée dans le sang de 1 g/mL lors de la conversion poids/poids (p/p) en poids/volume (p/vol.).
Population |
Groupe d’âge |
Sexe |
n |
Moyenne ± ET (µg/L) |
Plage (µg/L) |
Référence |
Nord du Chili, sang entier |
16 – 86 |
M et F |
38 |
22 – 659 moyennes par collectivité |
s.o. |
Barr et coll., 1993 |
Nord du Chili, fratrie, plasma |
s.o. |
s.o. |
19 |
253 – 901 |
s.o. |
Barr et coll., 1996 |
Nord du Chili, mères 2 à 4 semaines après l’accouchement, sang entier |
28 (moyenne) |
F |
7 |
MG 430 |
210 – 1 500 |
Harari et coll., 2012 |
Nord de l’Argentine, mères 2 à 4 semaines après l’accouchement, plasma |
25 (moyenne) |
F |
24 |
MG 380 |
125 – 1 360 |
Harari et coll., 2012 |
Emplacement témoin à Santiago, mères 2 à 4 semaines après l’accouchement, plasma |
30 (moyenne) |
F |
11 |
MG 35 |
21 – 66 |
Harari et coll., 2012 |
Abréviations : ET, écart-type; s.o., sans objet; MG, moyenne géométrique.
Densité supposée dans le sang de 1 g/mL lors de la conversion poids/poids en poids/volume.
Population |
Groupe d’âge |
Sexe |
n |
Moyenne ± ET (µg/L) |
Plage (µg/L) |
Référence |
Dose de 11,6 mg dans le plasma |
45 – 65 |
M |
15 |
0 heure, 14 ± 10 4 heures, 136 ± 20 6 heures, 124 ± 20 |
s.o. |
Wallace et coll., 2002 |
Placebo, plasma |
45 – 65 |
M |
15 |
8 – 16 |
s.o. |
Wallace et coll., 2002 |
Femmes en période de périménopause, dose de 2,5 mg dans le plasma |
Adulte âgé |
F |
19 |
53 ± 12 |
28 – 75 |
Nielsen et Penland, 1999 |
Femmes en période de périménopause, placebo, plasma |
Adulte âgé |
F |
24 |
34 ± 10 |
20 – 67 |
Nielsen et Penland, 1999 |
Femmes ménopausées, dose de 3 mg dans le plasma |
48 – 82 |
F |
11 |
95 ± 56 |
|
Hung et coll., 1997 |
Femmes ménopausées, placebo, plasma |
48 – 82 |
F |
11 |
64 ± 45 |
|
Hung et coll., 1997 |
Haltérophiles, dose de 2,5 mg dans le plasma |
Adultes |
M |
10 |
32,9a |
< 12 – 77 |
Green et Ferrando, 1994 |
Haltérophiles, placebo, plasma |
Adultes |
M |
9 |
8,4 |
< 12 – 17 |
Green et Ferrando, 1994 |
Abréviations : ET, écart-type; s.o., sans objet; MG, moyenne géométrique.
Densité supposée dans le sang de 1 g/mL lors de la conversion poids/poids en poids/volume.
a La moitié de la limite de détection a été utilisée pour calculer la concentration moyenne dans le sang.
Population |
Groupe d’âge |
Sexe |
n |
Moyenne ± ET (µg/L) |
Plage (µg/L) |
Référence |
Chine, collectivité éloignée, témoin, sérum |
Adulte |
M |
23 |
39,1 |
8,20 – 72,1 |
Scialli et coll., 2010 |
Chine, collectivité locale, témoin (exposition environnementale), sérum |
Adulte |
M |
15 |
114 |
3,29 – 348 |
Scialli et coll., 2010 |
Chine, travailleurs, usine de bore (exposition professionnelle, atmosphérique et environnementale), sérum |
Adulte |
M |
75 |
252 |
22,8 – 2 482 |
Scialli et coll., 2010 |
Chine, travailleurs, usine de Pengxiang (exposition professionnelle atmosphérique et environnementale la plus élevée), sérum |
Adulte |
M |
16 |
1 558 ± 1 041 |
s.o. |
Scialli et coll., 2010 |
Turquie, travailleurs, témoins, sang entier |
26 – 52 |
M |
49 |
< LQ (< 48,5) |
< LQ |
Duydu et coll., 2011 |
Turquie, travailleurs, faible exposition, sang entier |
23 – 50 |
M |
72 |
72,94 +/- 15,43 |
48,46 – 99,91 |
Duydu et coll., 2011 |
Turquie, travailleurs, exposition moyenne, sang entier |
32 – 50 |
M |
44 |
121,68 +/- 15,62 |
100,51 – 146,01 |
Duydu et coll., 2011 |
Turquie, travailleurs, exposition élevée, sang entier |
28 – 53 |
M |
39 |
223,80 +/- 69,49 |
152,82 – 152,82 |
Duydu et coll., 2011 |
Annexe G : Résumé des concentrations de bore dans le sang et des concentrations d’absorption dans diverses études sur l’exposition humaine
Type d’exposition |
Absorption moyenne (mg B/kg pc/jour) |
Concentration moyenne dans le sang ± ET ou (min-max) (µg/L) |
Référence |
Étude sur les suppléments (placebo) |
0,017ac |
34 ± 10 |
Nielsen et Penland, 1999 |
Supplément |
0,047ac |
53 ± 12 |
Nielsen et Penland, 1999 |
Étude sur les suppléments (placebo) |
0,005c |
64 ± 45e |
Hung et coll., 1997 |
Supplément |
0,049c |
95 ± 56e |
Hung et coll., 1997 |
Supplément |
0,032c |
32,9 (≤ 12 – 77)f |
Green et Ferrando, 1994 |
Supplément |
0,133c |
124 ± 20g |
Wallace et coll., 2002 |
Eau potable (nord du Chili) |
0,010a |
22 ± 2g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,020a |
68 ± 34g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,040a |
52 ± 15g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,06a |
347 ± 163g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,24a |
585 ± 166g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,300a |
450 ± 87g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable |
0,39a |
659 ± 337g |
Barr et coll., 1993 |
Eau potable, paires mère-nourrisson (Argentine) |
0,13ad |
MG 430 (210 – 1 500) |
Harari et coll., 2012 |
Eau potable, paires mère-nourrisson (nord du Chili, Afrique) |
0,20ad |
MG 380 (125 – 1 360) |
Harari et coll., 2012 |
Eau potable, paires mère-nourrisson (Santiago du Chili) |
0,005ad |
MG 35 (21 – 66) |
Harari et coll., 2012 |
Étude sur les travailleurs, Chine (témoin, emplacement éloigné) |
0,02bh |
39,1 (8,20 – 72,1) |
Scialli et coll., 2010 |
Étude sur les travailleurs, Chine (collectivité témoin, 2004) |
0,07bh |
114 (3,29 – 348) |
Scialli et coll., 2010 |
a Poids présumé de 70 kg.
b Poids présumé de 60 kg, car le poids corporel moyen des cohortes en Chine est inférieur à celui des autres cohortes.
c Les estimations d’absorption comprennent les apports alimentaires.
d Consommation d’eau présumée de 1,8 L/jour (d’après Barr et coll., 1993).
e Données présentées en µmol/L : poids moléculaire utilisé de bore de 10,8 g/mol à convertir en µg/L.
f La moyenne a été calculée d’après les concentrations de bore dans le plasma individuel; la moitié de la limite de détection a été estimée pour les données à des valeurs inférieures ou égales à la limite de détection.
g Densité présumée dans le sang de 1 kg/L lors de la conversion poids/poids en poids/volume.
h Exposition au bore par les milieux naturels (principalement l’alimentation et l’eau potable).
Annexe H : Données liées aux effets sur la santé
Étude clé sur des animaux de laboratoire |
Protocole |
Résultat |
Étude par voie alimentaire sur 90 jours, chiens
|
5 par sexe et par dose, borax Doses en équivalents de bore : 0,0, 0,4, 5,0, 46,2 mg B/kg p.c./jour
|
DSENO (mg/kg p.c./jour) : valeur provisoire pour les femelles : 46,2, pour les mâles : 5,0 Résultats/effets : ≥ 0,4 mg/kg p.c. : ↓ liée à la dose du poids abs. et rel. des testicules, mais non observée chez le chien de 2 ans, à cette dose. ≥ 5,0 mg/kg p.c. : les 5 mâles présentent une distorsion artéfactuelle des tubules dans le tiers externe de la glande. Présence d’une plus grande proportion de petits kystes épithéliaux durs (thyroïde) chez les mâles et cortex surrénalien nettement élargi chez les femelles (effet jugé non nocif). 46,2 mg/kg p.c. : sévère atrophie testiculaire chez tous les chiens, dégénérescence complète de l’épithélium spermatogénique chez 4 des 5 chiens, avec dégénérescence partielle chez un mâle (mort au 68e j – congestion rénale et des petit et grand intestins), ↑ des cellules interstitielles et des cellules de type Leydig. ↓ de 40 à 44 % du poids abs. des testicules, ↓ de leur poids rel. par rapport au p.c. et au poids du cerveau. Foie, rate, rein : accumulation de pigments d’hémosidérine issus de la décomposition des globules rouges. Effet plus marqué chez les mâles, mais le nombre d’animaux touchés n’est pas indiqué. Complémentaire (Pas de données sur les ovaires, qualité médiocre des données sur le groupe témoin, pas de données selon la voie). Pas d’analyse de sperme. (Étude no 1237735, citée dans Santé Canada, 2012) |
Étude par voie alimentaire sur 90 jours, chiens |
5 par sexe et par dose, acide borique Doses en équivalents de bore : 0,0, 0,46, 4,2, 35 mg B/kg p.c./jour; doses pour les mâles calculées à partir de l’absorption réelle mentionnée dans les articles d’essai et converties en dose d’équivalents de bore.
|
DSENO (mg/kg p.c./jour) : valeur provisoire pour les femelles : 35,0, pour les mâles : 4,2 Résultats/effets : ≥ 4,2 mg/kg p.c. : ↓ du poids abs. et rel. (par rapport au poids corporel) des testicules, mais non observée chez le chien de 2 ans à cette dose; les testicules des 5 mâles présentent une distorsion artéfactuelle des tubules dans le tiers externe de la glande. ↑ des petits kystes épithéliaux durs (thyroïde) chez les mâles (2 avec métaplasie squameuse). 35 mg/kg p.c. : ↓ du poids rel. de la thyroïde (mâle). Sévère atrophie testiculaire de tous les mâles. La dégénérescence de l’épithélium spermatogénique est généralement complète, sauf chez un chien qui présente une activité résiduelle dans 2/3 des tubules, ↑ du tissu interstitiel. Femelles : ↑ de l’infiltration lymphoïde et atrophie de la glande thyroïde.
Complémentaire (Pas de données sur les ovaires, qualité médiocre des données sur le groupe témoin, pas de données selon la voie). Pas d’analyse de sperme. (Étude no 1249382, citée dans Santé Canada, 2012) |
Étude de tératologie par ingestion, rat Sprague-Dawley, acide borique |
Jour de gestation 0 à 20 30 par dose – évaluation de la tératogénicité 30 par dose – évaluation postnatale Doses en équivalents de bore : 0, 3,3, 6,3, 9,6, 13,3, 25,0 mg B/kg p.c./jour
|
DSENO pour le développement : 9,6 mg/kg p.c. (valeur définitive qui n’avait pu être déterminée dans les études précédentes). Comme dans l’étude précédente sur le système nerveux central, aucun effet sur les mères n’a été constaté après correction pour tenir compte du poids de l’utérus gravide : « Aucune mortalité maternelle n’a été enregistrée et aucun signe clinique distinctif de toxicité lié au traitement n’a été observé dans l’une ou l’autre des études (la présente étude et celle du National Toxicology Program sur le développement) ». [traduction]
Développement : Phase I (évaluation de la tératogénicité [20e jour de gestation]) ≥ 9,6 mg/kg p.c. : ↑ de la 13e côte courte ≥ 13,3 mg/kg p.c. : ↑ de la fréquence de côtes ondulées, ↓ du poids fœtal Phase II (période postnatale) Rétablissement du faible poids fœtal. 25 mg/kg p.c. : ↑ de la fréquence de la 13e côte courte (21e jour de la période postnatale).
Étude complémentaire du National Toxicology Program à l’appui de l’étude précédente de 1990 de l’organisme. Sensibilité des fœtus et de la progéniture. (Cité dans Santé Canada, 2012) |
Détails de la page
- Date de modification :