Ébauche d'évaluation préalable

Groupe de certaines substances ignifuges organiques
1,6,7,8,9,14,15,16,17,17, 18,18-Dodécachloropentacyclo[12.2.1.16,9.02,13.05,10]octadéca-7,15-diène
Déchlorane Plus (DP)
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
13560-89-9

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada
Octobre 2016

(Format PDF - 715 Ko)

Table des matières

• Sommaire
• 1. Introduction
• 2. Identité des substances
  • 2.1 Sélection des analogues et utilisation de modèles de relations quantitatives structure-activité [R(Q)SA]
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets dans l'environnement
• 7. Concentrations environnementales mesurées
• 8. Devenir et comportement dans l'environnement
  • 8.1 Distribution dans l'environnement
  • 8.2 Persistance dans l'environnement
  • 8.3 Potentiel de bioaccumulation
  • 8.4 Résumé du devenir dans l'environnement
• 9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 9.1 Évaluation des effets sur l'environnement
  • 9.2 Évaluation de l'exposition de l'environnement
  • 9.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
• 10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
  • 10.1 Évaluation de l'exposition
  • 10.2 Évaluation des effets sur la santé
  • 10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
  • 10.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine
• 11. Conclusion
• 12. Références
• 13. Annexes
  • Annexe A : Identité structurelle
  • Annexe B : Propriétés physiques et chimiques
  • Annexe C : Estimations de la limite supérieure de l'absorption quotidienne (µg/kg p.c. par jour) de DP par divers groupe d'âge au sein de la population générale du Canada
  • Annexe D : Concentrations de DP dans la poussière domestique
  • Annexe E : Concentrations de DP dans le lait maternel
  • Annexe F : Concentrations de DP dans les matrices biologiques humaines

Liste des Tableaux

• Tableau 2-1. Identité de la substance - DP
• Tableau 2-2. Identité des analogues
• Tableau 3-1. Un résumé des propriétés physiques et chimiques du DP
• Tableau 5-1. Systèmes polymériques qui peuvent contenir du DP : plastiques thermodurcissables
• Tableau 5-2. Polymeric systems that may contain DP: Thermosets
• Tableau 7-1. Plage de concentrations dans l'environnement au Canada
• Tableau 7-2. Plage de concentrations dans l'environnement à l'échelle internationale
• Tableau 8-1. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (nouveau modèle de l'EQC, 2012) pour le DP
• Tableau 8-2. Résumé de données clés sur la dégradation abiotique du DP
• Tableau 8-3. Résumé de données clés sur la biodégradation du DP
• Tableau 8-4. Facteurs de bioaccumulation (FBA) ou facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS) pour le DP
• Tableau 8-5. Facteurs de bioamplification (FBAm) empiriques pour le DP
• Tableau 9-1. RCC calculés chez les poissons pour le DP biodisponible
• Tableau 9-2. Principales études sur la toxicité dans les sédiments prises en compte pour la sélection d'une valeur critique de toxicité du DP pour les sédiments (selon l'analogue chlordane)
• Tableau 9-3. Principales études sur la toxicité dans le sol prises en compte pour la sélection d'une valeur critique de toxicité du DP pour le sol (comprend les analogues chlordane et mirex)
• Tableau 9-4. Principales études sur la toxicité dans la faune prises en compte pour la sélection d'une valeur critique de toxicité du DP pour le sol
• Tableau 9-5. Résumé des valeurs d'entrée utilisées pour les scénarios qui estiment les concentrations aquatiques provenant des rejets industriels du DP
• Tableau 9-6. Quotients de risque obtenus pour différents milieux et scénarios d'exposition au DP
• Tableau 10-1. Mortalité totale des rats traités avec du DP dans la phase de toxicité à doses répétées (Brock et al., 2010)
• Tableau 10-2. Mortalité totale des rats traités avec du DP dans la phase de toxicité pour la reproduction et le développement (Brock et al., 2010)
• Tableau A-1. Autres noms choisis pour le DP
• Tableau B-1. Valeurs d'entrée et de sortie physiques et chimiques et ajustement de pourcentage pour la méthode LSA Les valeurs entre parenthèses sont des valeurs de sous-refroidissement
• Tableau B-2. Propriétés physiques et chimiques du DP
• Tableau B-3. Sommaire des propriétés physiques et chimiques pertinentes pour les analogues du DP : Chlordane^a et mirex

Sommaire

Conformément à l'article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE), les ministres de l'Environnement et Changement climatique et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de la substance 1,6,7,8,9,14,15,16,17,17, 18,18-Dodécachloropentacyclo[12.2.1.16,9.02,13.05,10]octadéca-7,15-diène, communément connue sous le nom de Dechlorane Plus® (Déchlorane Plus ou DP) (numéro de registre CAS [n° CAS] 13560-89-9). Cette substance fait partie du groupe de certaines substances ignifuges organiques en vertu du Plan de gestion des produits chimiques, lequel est constitué de dix substances organiques ayant une fonction similaire, soit l'application à des matériaux en vue de retarder l'inflammation et la propagation du feu. Le DP a été désigné comme substance prioritaire pour l'évaluation en raison d'autres préoccupations relatives à la santé humaine (c.-à-d. le risque d'exposition intermédiaire pour les Canadiens), et non en raison de préoccupations écologiques (il répondait aux critères relatifs à la persistance, mais il a donné un résultat incertain concernant la bioaccumulation et la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains).

Le DP est une substance qui ne se trouve pas naturellement dans l'environnement. Selon les réponses obtenues lors d'une enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE, les importations de DP au Canada variaient de 1 000 à 10 000 kg en 2011 pour une utilisation en tant qu'additif ignifuge dans plusieurs applications. Les utilisations connues à l'échelle internationale de DP comprennent les applications dans les fils et le gainage des câbles, les produits électroniques, les appareils, les automobiles, les connecteurs en plastique dur, et les matériaux en plastique pour la toiture. On produit le DP depuis 40 ans, mais non au Canada, et il est actuellement commercialisé en tant que solution de rechange pour le décabromodiphényléther (décaBDE) dans une variété d'applications de substances ignifuges pour les fils électriques et les câbles, les automobiles, les matériaux en plastique pour la toiture et les connecteurs en plastique dur. Le DP est une substance produite en grande quantité aux États-Unis, et on a signalé récemment sa fabrication en Chine. Les estimations récentes de la production de DP varient de 450 000 à 4 500 000 kg pour l'importation et la production aux États-Unis.

Les rejets de DP dans l'environnement sont le plus susceptibles de survenir au cours de la fabrication, de la formulation ou de l'utilisation industrielle dans ces secteurs. On prévoit des rejets dans l'environnement canadien principalement au moyen des eaux usées, avec certains rejets provenant de sites industriels et finissant directement dans l'eau. Même si on peut trouver du DP dans les produits commerciaux et de consommation, les renseignements sur les rejets dans l'environnement par cette voie sont limités, et les rejets devraient être diffus et faibles par rapport aux rejets industriels. Généralement, le DP se caractérise par une hydrosolubilité très faible, une pression de vapeur faible à très faible ainsi qu'un coefficient de partage carbone organique-eau et un coefficient de partage octanol-eau très élevés. Après son rejet dans l'environnement, le DP devrait demeurer principalement dans le sol ou les sédiments, selon le milieu de rejet, et il devrait en rester moins de 4 % dans l'air ou dans l'eau. Selon certaines détections de DP dans des régions éloignées de l'Arctique et une forte efficacité de transport prévue (modèle de l'OCDE pour les polluants organiques persistants), le transport lié aux particules peut être important pour le transport à grande distance de cette substance. On a mesuré le DP dans l'environnement canadien, ainsi qu'à l'échelle internationale, dans la plupart des milieux.

Des données expérimentales et modélisées indiquent que la biodégradation aérobie et anaérobie du DP est très limitée et que cette substance devrait être très persistante dans l'eau, le sol et les sédiments. Des prévisions modélisées pour le DP dans l'air indiquent une demi-vie inférieure à 1 jour pour la phase gazeuse, mais le DP a de fortes chances d'être absorbé aux particules en suspension dans l'air et, par conséquent, la persistance dans l'air pourrait être plus longue.

Les études publiées sur la bioaccumulation et la bioamplification, ainsi que les mesures élevées du biote, indiquent que le DP peut être très bioaccumulable et peut se bioamplifier dans les organismes et les réseaux trophiques.

Compte tenu des données empiriques limitées sur la toxicité aquatique du DP (en raison de la faible solubilité dans l'eau), le potentiel de toxicité chez les poissons par absorption alimentaire dans l'eau a été examiné en utilisant l'approche relative aux résidus corporels critiques (RCC). Les résultats des RCC donnent à penser que le DP dans le biote (tissus de poissons du Canada) n'atteint pas une concentration tissulaire entraînant une létalité aiguë ou chronique chez les organismes aquatiques. En raison du manque de données sur l'écotoxicité dans le sol et les sédiments pour le DP, les données sur la toxicité chronique pour deux substances analogues, soit le chlordane (n° CAS 57-74-9) et le mirex (n° CAS 2385-85-5), ont été évaluées. Bien que ces analogues soient considérés comme étant prudents, les résultats laissent croire que le DP peut entraîner des effets à de faibles concentrations chez les organismes vivant dans les sédiments et le sol.

Les scénarios industriels ont été élaborés afin de fournir des estimations d’exposition, selon les données disponibles sur les sites industriels, y compris les quantités potentielles utilisées. Ces scénarios comprenaient : les rejets industriels d’eaux usées dans l’eau de surface entrainant la répartition de DP dans les sédiments; et la répartition de DP dans les biosolides à partir des eaux usées, suivi par l’épandage des biosolides sur le sol. Les analyses du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l’exposition dans des données sur la toxicité, ont été effectuées pour les organismes vivant dans les sédiments et le sol, ainsi que la faune. Les résultats de ces analyses indiquent que même si dans la plupart des scénarios, le DP présentait un faible risque pour les organismes selon les niveaux d’utilisation actuelle et de rejet au Canada, au moins un scénario d’exposition du sol semble indiquer que les concentrations environnementales estimées de DP approchent un niveau qui pourrait entraîner un risque pour les organismes vivant dans le sol (c.-à-d. quotient de risque = 0,78).

La persistance élevée du DP indique un potentiel d'accumulation dans l'environnement découlant des émissions passées et actuelles, ce qui entraîne des expositions à long terme dans les sédiments et le sol. Le DP devrait fortement s'adsorber aux matières solides en suspension et aux particules lorsqu'il est rejeté dans l'eau de surface, soit directement par les activités industrielles ou indirectement par les systèmes de traitement des eaux usées; il finit par se déposer dans les zones de dépôt des sédiments (c.-à-d. puits). Plusieurs études ont signalé des concentrations de DP dans les sédiments de la Région des Grands Lacs qui dépassent les concentrations environnementales estimées pour les sédiments selon des scénarios industriels fondés sur les quantités en usage au Canada, ce qui laisse entendre que l'exposition du DP dans des zones précises du Canada pourrait être sous-estimée et qu'il faut faire preuve de prudence. Des analyses du quotient de risque qui comparent ces données supérieures mesurées sur les sédiments par rapport à la CESE pour les sédiments pourraient entraîner des valeurs supérieures à 1, indiquant un risque pour les organismes benthiques. Il convient de noter que le DP est une substance produite en grande quantité aux États-Unis; le transport passé et/ou actuel du DP dans l'environnement à partir du nord des États-Unis, en particulier la production près des Grands Lacs, peuvent ainsi contribuer à l'exposition du DP au Canada.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d'évaluation préalable, le DP présente un risque d'effets nocifs sur les organismes, mais pas sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est proposé de conclure que le DP répond aux critères énoncés à l'alinéa 64a) de la LCPE, car il pénètre ou peut 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, il est proposé de conclure que le DP ne répond pas aux critères énoncés à l'alinéa 64(b) de la LCPE, car il ne pénètre 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.

On n'a relevé aucune classification des effets du DP sur la santé d'organismes de réglementation nationaux ou internationaux. D'après l'ensemble des données disponibles sur la génotoxicité, on croit qu'il est peu probable que le DP soit génotoxique. Dans le cadre d'études de toxicité par voie orale à doses répétées, on n'a observé aucun effet nocif à la dose la plus élevée testée dans les études chez les animaux. Dans le cadre d'études de toxicité par voie orale à doses répétées, on n'a observé aucun effet nocif à la dose la plus élevée testée dans les études chez les animaux.

Les principales sources d'exposition de la population générale au Canada devraient découler des milieux naturels (air, poussière, sol et eau) et des aliments, y compris le lait maternel. Des données de biosurveillance internationales et canadiennes sont disponibles.

On compte huit ordres de grandeur de différence entre les estimations de l'exposition découlant des milieux naturels et des aliments et la dose la plus élevée testée. Ces marges sont jugées adéquates pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant les effets sur la santé et l'exposition. Il est donc proposé de conclure que le DP ne répond pas aux critères de l'alinéa 64c) de la LCPE, car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Conclusion générale proposée

Il est proposé de conclure que le DP répond à un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Il est proposé de conclure que le DP répond aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

Haut de la page

1. Introduction

Conformément aux articles 68 et 74 de la LCPE, les ministres de l'Environnement et Changement climatique et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances afin de déterminer si 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 du gouvernement du Canada. Le groupe de certaines substances ignifuges organiques comprend dix substances qui ont été déclarées prioritaires en matière d'évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE ou étaient considérées comme prioritaires en raison de préoccupations relatives à l'environnement et/ou à la santé humaine (Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada, 2007). Toutes ces substances présentent une fonction similaire qui est l'application sur des matériaux en vue d'empêcher l'ignition et la propagation du feu. Ces substances sont également des substituts potentiels à d'autres produits ignifuges qui sont actuellement soumis à des contrôles réglementaires ou à un retrait progressif au Canada ou à l'échelle mondiale.

La présente évaluation préalable met l'accent sur la substance 1,6,7,8,9,14,15,16,17,17, 18,18-Dodécachloropentacyclo [12.2.1.16,9.02,13.05,10]octadéca-7,15-diène, communément connue sous le nom de Dechlorane Plus® (Déchlorane Plus ou DP). Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS) pour le DP est 13560-89-9.

L'évaluation de cette substance a été considérée comme prioritaire d'après d'autres préoccupations relatives à la santé humaine lors de la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS) aux termes du paragraphe 73(1) de la LCPE. Le DP répond aux critères relatifs à la persistance, mais il a donné un résultat incertain concernant la satisfaction des critères relatifs à la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains et à la bioaccumulation.

Les évaluations préalables sont axées sur les renseignements permettant de déterminer si les substances au sein d'un groupe satisfont aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les renseignements scientifiques sont examinés afin de tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.^{Note de bas de page1}

La présente ébauche d'évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les dangers, les utilisations et l'exposition, ainsi que des renseignements supplémentaires soumis par les intervenants. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu'en août 2014 pour l'évaluation écologique et l'évaluation en matière de santé humaine. Cependant, une recherche rapide a été effectuée pour inclure toute documentation importante jusqu'en juillet 2015. Les données empiriques obtenues d'études clés, ainsi que certains résultats provenant de modèles, ont servi à formuler les conclusions proposées. Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d'autres instances ont été utilisés.

La présente ébauche d'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

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 exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'un examen externe par écrit par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Jon Arnot (Arnot Research and Consulting), Li Shen (ministère de l'Environnement de l'Ontario), et Ian Doyle (agence environnementale du Royaume-Uni) ont fourni des commentaires sur les parties techniques concernant l'environnement. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine dans la présente ébauche d'évaluation préalable ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA). Des commentaires ont été reçus de la part de Patricia McGinnis (consultante indépendante), Pam Williams (E Risk Sciences) et Paul Rumsby (National Centre for Environmental Toxicology). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

Haut de la page

2. Identité des substances

La présente évaluation préalable met l'accent sur le 1,6,7,8,9,14,15,16,17,17, 18,18-Dodécachloropentacyclo[12.2.1.16,9.02,13.05,10]octadéca-7,15-diène (Déchlorane Plus® ou DP). Cette substance est une substance ignifuge organique faisant partie du groupe de certaines substances ignifuges organiques dans le cadre de l'Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques. L'identité structurelle de cette substance est présentée dans le Tableau 2­1. D'autres noms pour la substance sont présentés à l'annexe A. Aux fins de la présente évaluation, le Déchlorane Plus sera appelé par son acronyme DP.

Le produit technique commercial DP est principalement un mélange de syn- et anti-stéréoisomères, composé habituellement d'environ 25 % de syn-DP et 75 % d'anti-DP (Sverko et al., 2011). Le DP est une substance ignifuge chlorée cycloaliphatique produite par condensation de Diels-Alder de cycloocta-1,5-diène et de hexachlorocyclopentadiène dans un rapport molaire de 2:1 (Sverko et al., 2011.

2.1 Sélection des analogues et utilisation de modèles de relations quantitatives structure-activité [R(Q)SA]

Des directives sur l'utilisation d'une technique de lecture croisée et de modèles de relations quantitatives structure-activité [R(Q)SA] pour les combler les lacunes dans les données ont été élaborées par diverses organisations telles que l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE). Ces méthodes ont été appliquées dans le cadre de divers programmes de réglementation, y compris le Programme des substances existantes de l'Union européenne. Dans la présente évaluation, une méthode impliquant des données déduites à partir d'analogues et les résultats de modèles RQSA, le cas échéant, a été utilisée pour éclairer l'évaluation écologique.

Des analogues ont été sélectionnés pour leur structure et leur fonction similaires à celles du DP (p. ex. selon la toxicité dans les sédiments et le sol) et parce qu'ils présentaient des données empiriques pertinentes qui pouvaient être appliquées à la technique de lecture croisée. Ainsi, on a déterminé l'applicabilité des modèles RQSA au cas par cas. Les données déduites à partir d'analogues et les modèles RQSA choisis pour éclairer les évaluations des effets du DP sur la santé humaine et l'environnement sont traitées de façon plus approfondie dans les sections pertinentes du présent rapport.

Les analogues utilisés pour éclairer les sections sur la toxicité dans les sédiments et le sol de la présente évaluation écologique sont présentés dans le Tableau 2­2 . Les options d'analogues sont limitées pour le DP, étant donné que l'on manque de données sur l'écotoxicité pour le sol et les sédiments dans le cas des analogues chimiques les plus similaires au DP. Le DP remplace le produit ignifuge « mirex organochloré » (également appelé Déchlorane, n° CAS 2385-85-5) (Feo et al., 2012); ainsi, le mirex a été désigné comme étant un analogue potentiel. Le chlordane a également été désigné par la boîte à outils RQSA de l'OCDE comme étant un analogue ayant une structure et une fonction similaires pour lequel les données sur la toxicité dans les sédiments et le sol étaient disponibles. Le DP, le chlordane, et le mirex (ainsi que les autres « déchloranes ») sont tous synthétisés de façon similaire à partir du hexachlorocyclopentadiène et devraient se comporter de façon similaire dans l'environnement (p. ex. répartition dans le sol et les sédiments, stable/persistant, etc.) (Environnement et Changement climatique Canada, 1977). L'utilisation du chlordane et du mirex en tant qu'analogues pour la toxicité est traditionnelle, car ils sont davantage biodisponibles et ainsi, probablement plus toxiques que le DP (au moins pour les organismes aquatiques) en raison de leur hydrosolubilité plus élevée que celle du DP. Par conséquent, ces analogues étaient considérés comme étant la « pire éventualité » et une mesure de protection en ce qui a trait aux effets écologiques (pour les organismes vivant dans les sédiments et le sol).

Bien que le mirex n'ait jamais été homologué en tant que pesticide au Canada, il a été utilisé dans le monde entier comme insecticide d'ingestion pour la lutte contre les fourmis et les autres insectes ravageurs, et comme produit ignifuge (Environnement et Changement climatique Canada, 2014; PISSC, 1984; PISSC, 1988). Le chlordane est un pesticide organochloré qui était utilisé au Canada entre le milieu des années 1940 et les années 1980, mais son homologation et son utilisation en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires ont été abandonnées en 1991 (CCME, 1999). Le chlordane et le mirex sont inscrits sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE.

Les autres substances « liées au déchlorane », comme le Déchlorane 602 (n° CAS 31107-44-5), le Déchlorane 603 (n° CAS 13560-92-4), le Déchlorane 604 (n° CAS 34571-16-9), et le Chlordène Plus (n° CAS 13560-91-3) sont des analogues connus du DP (Sverko et al., 2011), et sont aussi détectés dans l'environnement et le biote. Les Déchloranes 602, 603, et 604 sont désignés comme produits ignifuges eux-mêmes, et le Déchlorane 603 et le Chlordène Plus sont détectés dans les pesticides organochlorés (Shen et al., 2011a). Le Déchlorane 602 et le Déchlorane 604 sont inscrits sur la liste extérieure des substances du Canada, indiquant qu'ils sont utilisés à l'échelle internationale; toutefois, on prévoit que l'utilisation des quatre substances au Canada soit faible. En outre, ces substances présentent peu de données, voire aucune concernant la toxicité dans les sédiments et le sol, et par conséquent, elles n'ont pas de données empiriques pertinentes pouvant être appliquées à la technique de lecture croisée dans le cadre de l'évaluation écologique du DP. Enfin, les composés liés au DP comprennent aussi les impuretés formées par réactions secondaires dans le cadre de la synthèse du DP (p. ex. 1,4-DP, Vinalcyclohexane (VCH)-DP, 1,3- DP Monoadduct(DPMA), 1,5-DPMA) (Sverko et al., 2010). Ces composés ont été mesurés dans la carotte de sédiments de la rivière Niagara, en aval d'un producteur industriel de DP aux États-Unis (Sverko et al., 2010). L'évaluation de ces substances « liées au déchlorane » est considérée comme étant au-delà de la portée de la présente évaluation préalable.

Pour l'évaluation des risques pour la santé humaine, on a déterminé aucun analogue approprié pour combler les lacunes dans les données et on a utilisé une approche R(Q)SA pour estimer le potentiel carcinogène du DP. D'autres détails sont fournis dans la section « Évaluation des effets sur la santé ».

Haut de la page

3. Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques définissent les caractéristiques globales d'une substance et sont utilisées afin de déterminer la pertinence de différentes substances pour divers types d'application. De telles propriétés jouent également un rôle clé dans la détermination du devenir dans l'environnement des substances (y compris leur potentiel de transport à grande distance), ainsi que leur toxicité pour les humains et les organismes non humains. Le Tableau 3­1 résume les valeurs expérimentales, modélisées et principales liées aux propriétés physiques et chimiques du DP, qui se rapportent à son devenir dans l'environnement et à son écotoxicité. Un tableau détaillé des propriétés physiques et chimiques du DP (valeurs empiriques et modélisées) ainsi qu'un résumé des propriétés physiques et chimiques des analogues sont présentés à l'annexe B.

Le DP a été jugé adaptable à un modèle de prévisions de propriétés physiques et chimiques fondées sur des relations quantitatives structure-activité, car il s'inscrit dans le domaine d'applicabilité pertinent (c.-à-d. que les domaines de paramètres liés à la structure ou aux propriétés sont représentés dans la base de calibration utilisée pour les modèles). Les propriétés physiques et chimiques du DP ont été vérifiées aux fins d'uniformité interne, conformément au procédé d'ajustement par la méthode des moindres carrés (Schenker et al., 2005). Les moyennes géométriques ou arithmétiques (pour les valeurs du log) des valeurs les plus fiables et les plus indépendantes relevées dans des données empiriques et des données modélisées ont été utilisées pour déterminer les valeurs d'entrée dans l'ajustement par la méthode des moindres carrés (les valeurs des liquides sous-refroidis pour l'hydrosolubilité, la pression de vapeur, et la solubilité dans l'octanol ont été utilisées) (tableau B-1; pour toutes les valeurs de propriétés physiques et chimiques, consulter le tableau B-2). En déterminant l'uniformité interne des propriétés, le modèle d'ajustement selon la méthode des moindres carrés produit également des valeurs prévues. Tandis que des données expérimentales liées à l'hydrosolubilité et à la pression de vapeur existent pour le DP, une incertitude subsiste quant à ces valeurs. Aux fins de la présente évaluation, la valeur de log K_oe de 8,78 calculée selon la méthode LSA a été sélectionnée Cette valeur se trouve à la limite inférieure de la fourchette des valeurs prévues du modèle, et est donc une valeur prudente pour les estimations de la bioaccumulation. Afin de maintenir l'uniformité interne des valeurs de propriétés physiques et chimiques, les valeurs obtenues selon la méthode LSA pour l'hydrosolubilité et la pression de vapeur ont également été prises en compte. La valeur d'hydrosolubilité obtenue selon la méthode LSA (2,85 × 10^-7 mg/L) se situe sur l'échelle des valeurs prévues du modèle (Tableau 3­1), mais elle est légèrement inférieure aux estimations empiriques déclarées. Étant donné que les renseignements et les méthodes du rapport sur le test d'hydrosolubilité original ne sont pas disponibles aux fins d'examen par le gouvernement du Canada, la présente évaluation utilise la valeur d'hydrosolubilité obtenue selon la méthode LSA aux fins de modélisation. Les valeurs finales sélectionnées sont résumées au tableau 3-1 (les références sont fournies à l'annexe B).

Généralement, le DP se caractérise par une hydrosolubilité très faible, une pression de vapeur faible à très faible ainsi qu'un coefficient de partage carbone organique-eau et un coefficient de partage octanol-eau très élevés.

^a Les détails sur les valeurs de propriétés physiques et chimiques et les références sont fournies à l'annexe B.

Haut de la page

4. Sources

Il n'existe aucune source naturelle connue du DP; le DP est fabriqué et ses sources sont anthropiques. Actuellement, il existe deux producteurs connus du DP dans le monde : l'un se trouve aux États-Unis et l'autre en Chine (Hoh et al., 2006; Wang et al., 2010). On a estimé que le volume de production annuelle mondiale du DP était environ de 4 500 à 5 000 tonnes (Wang et al., 2010; Feo et al., 2012).

D'après une enquête menée pour l'année 2011 à la suite de l'avis publié en application de l'article 71 de la LCPE, entre 1 et 10 tonnes de DP, y compris le DP dans certains produits et/ou articles manufacturés, ont été importées au Canada par quelques entreprises. On n'a relevé aucune quantité de DP fabriquée au Canada pour cette année (Canada, 2013). Selon le résultat d'une mise à jour de la LIS effectuée pour l'année 2008, on a constaté que le DP était importé au Canada par plusieurs entreprises dans des quantités similaires (même ordre de grandeur) comme il a été indiqué en 2011.

Aux États-Unis, le DP est une substance chimique produite en grande quantité (USEPA, 2011). Selon l'USEPA, les quantités de production et d'importation de DP aux États-Unis ont été constantes dans la même échelle de mesure de 450 à 4 500 tonnes pour 1986-2006.

Un fabricant en Chine a produit du DP depuis environ 2003-2005, et assure une production annuelle de DP estimée entre 300 et 1 000 tonnes (Wang et al., 2010).

Haut de la page

5. Utilisations

À l'échelle internationale, le DP est utilisé comme additif ignifuge dans les applications de fils et câbles électroniques, les automobiles, les matériaux en plastique pour la toiture, et les connecteurs en plastique dur (Weil et Levchik, 2009; Sverko et al., 2008; Sverko et al., 2010; Sverko et al., 2011, ECHA, 2013), et on s'attend à des utilisations semblables de DP au Canada. Selon les renseignements obtenus en vertu de l'article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2013-2014), le DP est utilisé au Canada comme ignifuge dans la fabrication automobile (ECCC 2013-2014).

Comme produit ignifugeant, le DP est utilisé dans plusieurs systèmes polymériques. Ces systèmes sont généralement soit thermoplastiques, soit thermodurcissables, tel qu'il est indiqué dans les tableaux 5-1 et 5-2. Les thermoplastiques ont un processus de prise réversible alors que les plastiques thermodurcissables ont un processus de prise irréversible (Modor Plastics, 2013). Les exemples de thermoplastiques qui peuvent contenir du DP comprennent le nylon (Weil et Levchik, 2009), le polyester (KEMI, 2007), le polystyrène-butadiène-acrylonitrile (ABS), le caoutchouc naturel, le polybutylène téréphtalate (PBT), le polypropylène, et le copolymère séquencé de caoutchouc butadiène-styrène (SBR) (OxyChem, 2007). Le DP peut être utilisé dans les plastiques thermodurcissables comme la résine époxyde et la résine de polyester, la mousse de polyuréthane, le polyéthylène, le terpolymère d'éthylène-propylène-diène, le caoutchouc de polyuréthane, le caoutchouc de silicone, et le néoprène (OxyChem, 2007). La quantité de DP dans ces matières varie de 8 % dans le PBT jusqu'à 40 % dans le caoutchouc de silicone (OxyChem, 2007).

Selon la documentation du fabricant (OxyChem, 2007), le DP est fabriqué pour être utilisé uniquement par les clients industriels. Le DP est un additif ignifuge dans les principales applications industrielles.

Abréviations : NP = Non précisé

Les applications et les types de produits dans lesquels on trouve les matériaux polymères ci-dessus sont principalement liés aux applications électriques et électroniques comme les revêtements de fils électriques, les bobines, les connecteurs de télévisions et d'ordinateurs en plastique dur, les interrupteurs, les serre-câbles, les boîtiers d'outils électriques, et les sablières (Weil et Levchik, 2009). Le DP peut aussi être utilisé comme produit ignifuge dans les textiles militaires; toutefois, cette utilisation est minime (Weil et Levchik, 2009). En outre, ECHA (2013) indique que le DP est utilisé dans les articles en cuir.

Le DP peut aussi être utilisé dans les résines époxydes, ainsi que les laminats et les résines phénoliques (OxyChem, 2007), bien que leurs applications dans les produits de consommation ne sont pas connues.

Le DP n'est pas répertorié comme un additif alimentaire approuvé dans les listes des additifs alimentaires autorisés régies en vertu de la Loi sur les aliments et drogues, et il n'a pas non plus été défini comme étant utilisé ou présent dans des formulations de matériaux d'emballage des aliments ou comme additif indirect (Santé Canada, 2013; courriel de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada daté de 2013, source non citée). De plus, le DP n'est inscrit ni dans la base de données sur les produits pharmaceutiques, ni dans la base de données interne sur les ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques, ni dans la base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN), ni dans la base de données sur les produits de santé naturels homologués (BDPSNH) en tant qu'ingrédient médicinal ou non médicinal dans les produits pharmaceutiques finaux, les produits de santé naturels ou les médicaments vétérinaires au Canada (BDPP, 2013; BDIPSN, 2013; BDPSNH, 2013; courriel de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en 2013; source non citée). Selon les notifications soumises aux termes du Règlement sur les cosmétiques à Santé Canada, le DP n'est pas utilisé dans les produits cosmétiques au Canada (courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation, Santé Canada, adressés au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes, Santé Canada, en 2014; source non citée).

Haut de la page

6. Rejets dans l'environnement

Les rejets anthropiques dans l'environnement dépendent de diverses pertes qui se produisent durant la fabrication, l'utilisation industrielle, l'utilisation commerciale ou par les consommateurs, la durée de vie utile, ainsi que l'élimination d'une substance et des produits qui en contiennent. À cause de l'utilisation du DP comme ignifugeant, les rejets de cette substance dans l'environnement au Canada devraient être diffus, avec quelques sources ponctuelles (p. ex. à partir des installations de traitement). L'utilisation d'additifs de DP dans des produits indiquent que des émissions diffuses peuvent découler de produits commerciaux ou de consommation et que, même s'il y a des incertitudes, le taux d'émission est supposé faible par rapport à la pollution industrielle ponctuelle au cours de l'intégration du DP dans des produits. Dans l'ensemble, les rejets issus des produits devraient être géographiquement dispersés et se propager pendant la durée de vie utile et la fin de vie utile de ces produits.

Bien que le DP soit reconnu pour sa faible utilisation au Canada, il s'agit d'une substance produite en grande quantité aux États-Unis, et elle est produite dans la Région des Grands Lacs (chutes Niagara, New York). Au Canada, de nombreuses études ont mesuré des concentrations de DP relativement élevées dans les milieux de la région des Grands Lacs, particulièrement à proximité de la rivière Niagara et du lac Ontario, en aval de l'installation de fabrication de DP, ce qui semble indiquer des rejets de DP dans l'environnement découlant des activités de fabrication (Hoh et al., 2006; Sverko et al., 2010). Les rejets dans l'environnement devraient être principalement attribuables aux eaux usées. Des rejets dans le sol pourraient aussi se produire pendant l'épandage de biosolides d'eaux usées sur des terres agricoles et des pâturages. Même si le DP a une faible volatilité, ses émissions atmosphériques (p. ex. découlant des rejets industriels du secteur de la fabrication dans l'air, de poussière ou de rejets issus de produits) pourraient entraîner des dépôts atmosphériques dans le sol et l'eau (Sverko et al., 2010). Lorsqu'une substance est transférée accidentellement vers les terres, elle peut pénétrer dans les égouts ou les eaux de surface, ou être transférée par le vent ou la pluie vers le sol proche. Cependant, en raison de la faible volatilité du DP, on s'attend à ce que cette voie de rejets soit très limitée. Enfin, les sites d'enfouissement qui n'accueillent ni ne traitent leurs lixiviats peuvent rejeter des substances dans le sol ou l'eau de surface, par l'entremise des lixiviats. En outre, bien que ce soit limité, il peut y avoir des rejets de substances dans l'atmosphère provenant de sites d'enfouissement qui ne collectent ni ne détruisent leurs gaz d'enfouissement.

Cette information est utilisée pour développer davantage les scénarios de caractérisation de l'exposition afin d'estimer les concentrations environnementales qui en découlent.

Haut de la page

7. Concentrations environnementales mesurées

Le DP a été mesuré dans l'environnement canadien ainsi qu'à l'échelle internationale, avec les concentrations les plus élevées relevées près des zones urbaines ou industrielles. Au Canada, de nombreuses études ont mesuré des concentrations de DP relativement élevées dans les milieux de la région des Grands Lacs, particulièrement à proximité de la rivière Niagara et du lac Ontario, en aval de l'installation de fabrication américaine de DP. Pour des résultats d'études et des détails spécifiques (y compris les seuils de détection, la taille des échantillons, etc.), consulter les documents à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015). Pour une plage simplifiée de concentrations mesurées au Canada et à l'échelle mondiale, consulter le Tableau 7­1 et Tableau 7­2.

Dans le cadre du Réseau de mesure des dépôts atmosphériques (RMDA), plusieurs études ont mesuré les concentrations atmosphériques de DP dans la Région des Grands Lacs (Canada et États-Unis) de l'Amérique du Nord (Hoh et al., 2006; Venier et Hites, 2008; Salamova et Hites, 2011). Entre 2005 et 2010, les concentrations totales de deux sites éloignés, d'un site rural et de deux sites urbains variaient de 0,17 à 2,5 pg/m³ en phase gazeuse, alors que les concentrations en phase particulaire étaient beaucoup plus élevées et variaient de « non détectées » à 340,36 pg/m³ (Salamova et Hites, 2011; Hung et al., 2014, données non publiées). L'anti-isomère a presque toujours dépassé le syn-isomère en phase gazeuse et en phase particulaire. Les mesures les plus élevées (p. ex. 490 pg/m³) ont été observées à un site d'échantillonnage situé à Sturgeon Point (New York), à 50 km d'une installation de production de DP (Hoh et al., 2006). Une diminution considérable des concentrations de DP a été observée avec l'augmentation de la distance de l'installation de production de DP (Sverko et al., 2011).

Un récent échantillonnage d'air actif à grand débit en milieu semi-urbain à Toronto, au Canada, a permis de déterminer que le DP était l'un des produits ignifuges organiques les plus fréquemment détectés (fréquence de détection de 87 à 96 %), avec des concentrations totales de DP (gaz et particules) allant jusqu'à 2,3 pg/m³ de syn-DP, et jusqu'à 5,2 pg/m³ d'anti-DP (Shoeib et al., 2014).

Xiao et al. (2012) ont détecté le DP dans 11 échantillons d'air à grand débit sur 14 prélevés dans une station éloignée à Alert au Nunavut (Canada). Les concentrations totales de DP variaient de « non détectées » (inférieur(e) à 0,05 pg/m³) à 2,1 pg/m³. Les concentrations moyennes de syn-DP et d'anti-DP étaient de 0,18 et de 0,57 pg/m³, respectivement, et l'isomère dominant était l'anti-DP.

Les concentrations de DP dans les précipitations ont été mesurées dans la Région des Grands Lacs (50-890 pg/L) (Salamova et Hites, 2011). Les concentrations de DP ont été mesurées dans les eaux de surface de deux lacs éloignés (lac Opeongo et lac Sisikiwit) dans la région du Bouclier canadien, ainsi que dans deux lacs des Grands Lacs inférieurs, entre 2005 et 2010 (Muir et al., 2011). Les concentrations les plus élevées ont été mesurées dans le lac Ontario à 6,7 pg/L, suivi par le lac Opeongo et le lac Érié à 2,4 pg/L et à 1,7 pg/L, respectivement. Les échantillons prélevés du lac Siskiwit présentaient des concentrations inférieures aux limites de détection des études. Venier et al. (2014) ont échantillonné l'eau de surface des Grands Lacs et ont signalé que le lac Ontario présentait les concentrations les plus élevées de DP (14 pg/L), alors que le lac Huron présentait concentrations les plus faibles (1,0 pg/L). Muir et al.(2014) ont signalé une mesure moyenne du DP de 4,89 pg/L provenant des eaux centrales du lac Ontario.

Aucune mesure du DP dans le sol n'a été déclarée au Canada. Toutefois, des concentrations de DP dans le sol aussi élevées que 13 400 ng/g en poids sec (ps) ont été signalées à Hui'an, en Chie (Wang et al. 2010).

De nombreuses études ont quantifié le DP dans des sédiments de surface de la région des Grands Lacs de l'Amérique du Nord. Une étude exhaustive menée par Shen et al. (2010) a mesuré le DP dans les sédiments de surface du lac Ontario (sites d'échantillonnage aux États-Unis et au Canada), du lac Érié, du lac Michigan, du lac Supérieur, et du lac Huron, et a révélé que le syn-DP et l'anti-DP variaient de 0,0048 à 23 µg/kg en poids sec et de 0,009 à 82 µg/kg en poids sec, respectivement (le DP total variait de 0,014 à 110 µg/kg en poids sec). Pour les deux isomères, les concentrations moyennes les plus faibles de DP dans les sédiments de surface se trouvaient dans le lac Supérieur (bien que le site ayant la concentration la plus faible était situé dans le lac Huron) et les concentrations les plus élevées se trouvaient dans le lac Ontario, qui est situé en aval de l'usine de fabrication de DP à Niagara Falls (New York) (Sverko et al., 2011). Shen et al.(2011b) ont mesuré le DP dans les sédiments de surface des affluents canadiens des Grands Lacs, et ont mesuré la concentration la plus élevée de DP dans les sédiments de la rivière Niagara (sites d'échantillonnage aux États-Unis et au Canada) : de 21 à 310 µg/kg en poids sec. Sverko et al. (2008) ont indiqué que les concentrations totales de DP variaient de 2,23 à 586 µg/kg en poids sec pour les échantillons prélevés dans les sédiments de surface du lac Ontario en 1998. Sverko et al. (2008) ont aussi signalé des concentrations variant de 0,061 à 8,62 µg/kg en poids sec pour les échantillons de lac Érié en 1997 et en 1998.

Les carottes de sédiments prélevées dans les Grands Lacs ont été utilisées pour examiner les changements en matière de concentrations de DP au fil du temps. Sverko et al. (2010) ont signalé la concentration observée la plus élevée de DP de 920 µg/kg en poids sec dans une section centrale correspondant au lac Ontario durant 1976-1980, près de l'embouchure de la rivière Niagarara. Cette étude a signalé les diminutions de DP après ce pic, coïncidant avec l'adoption des lois américaines fédérales/des États visant à atténuer le rejet libre des produits chimiques (comme le DP) dans la rivière Niagara (y compris l'installation d'une station de traitement de l'eau; Sverko et al., 2010). Les études sur les carottes de sédiments menées par Qiu et al. (2007) et Shen et al.(2010, 2011a) dans le lac Ontario ont indiqué une période stable : les concentrations de DP dans les sédiments ont atteint leur pic au début des années 1980, et selon l'emplacement dans le lac Ontario, elles ont fluctué autour des deux tiers du maximum ou diminué légèrement depuis les concentrations de pointe. Sverko et al. (2008) ont prélevé des carottes de sédiments à différents emplacements dans le lac Érié afin de comparer les concentrations entre 1980 et 2002. L'étude a révélé que les concentrations diminuaient spatialement vers l'ouest, avec les concentrations moyennes les plus élevées de 40 µg/kg en poids sec et de 2,5 µg/kg en poids sec dans le bassin est et le bassin ouest, respectivement. Yang et al. (2011) ont prélevé 16 carottes de sédiments dans les Grands Lacs et ont découvert une concentration maximale de DP dans le lac Ontario 183 fois supérieure à celle des autres lacs. Yang et al. (2011) ont aussi déterminé que même si les flux de DP dans le lac Ontario ont diminué par rapport au pic de 14-20 ng/cm²/an dans les années 1990, les récents flux dans le lac Ontario sont de 2-4 ng/cm²/an. Étant donné que le DP est toujours produit à l'heure actuelle, la diminution d'intrants dans le lac Ontario peut refléter la diminution du volume de production ou une amélioration du contrôle des rejets (Yang et al., 2011). Contrairement au lac Ontario, le lac Supérieur présente un taux accru d'intrants de DP dans tous les sites à l'exception d'un seul (Yang et al., 2011).

Le DP a été quantifié dans les sédiments en suspension de la rivière Niagara au moyen d'études par échantillonnage deux fois par semaine menées par Shen et al. (2011a), Sverko et al. (2008), Reiner et al. (2006). Les concentrations variaient de 5,4 à 89 µg/kg en poids sec entre 1980 et 2002.  Une demie-vie dans les sédiments en suspension dans la rivière Niagara a été établie à 17 ans (Reiner et al., 2006).

Les seuls échantillons de DP dans les sédiments canadiens ne provenant pas des Grands Lacs sont ceux du lac Winnipeg, au Manitoba, prélevés entre 2000 et 2003. Ces échantillons ont présenté des concentrations moyennes de 0,0117 et 0,0183 µg/kg en poids sec pour syn-DP et anti-DP, respectivement (Tomy et al., 2007).

Quelques études documentées font état des concentrations de DP au Canada ou en Amérique du Nord dans les effluents d'eaux usées et les sous-produits de système de traitement des eaux usées (p. ex., boue/biosolides). Dans une étude menée par Kolic et al. (2009), les syn-DP et les anti-DP ont été détectés dans la boue recueillie dans une installation de traitement des eaux usées de la région de Toronto. Les concentrations étaient d'environ 100 ng/g et de 10 à 100 ng/g pour les syn-DP et les anti-DP respectivement (valeurs lues à partir d'un graphique à échelle logarithmique).

De nombreuses études ont quantifié le DP dans le biote échantillonné en Amérique du Nord, particulièrement dans la région des Grands Lacs. Par exemple, Muir et al. (2011, 2014) ont mesuré les concentrations de DP dans des échantillons de zooplancton, de mysidacés, de poisson fourrage, et de touladi prélevés dans le lac Érié, le lac Ontario, et le lac Opeongo entre 2005 et 2010. Les concentrations variaient de « sous le seuil de détection » à 0,070 ng/g ph, avec les concentrations les plus élevées chez le chabot provenant du lac Ontario. Les tendances temporelles du DP ont été étudiées dans les Grands Lacs au moyen de l'analyse des échantillons de tissus du touladi, soit un prédateur de niveau trophique supérieur. Les échantillons ont été prélevés tous les quatre à six ans dans le lac Ontario de 1979 à 2004, et ont présenté des concentrations tissulaires de DP variant de 0,31 à 0,85 ng/g ph (2,3-7,2 ng/g pl) (Ismail et al., 2009) et de 0,2 à 1,6 ng/g ph (1,3-11 ng/g pl) (Reiner et al., 2006), ainsi que des demie-vies de 16 et 14 ans, respectivement. Shen et al. (2010) ont indiqué une concentration de 20 à 440 pg/g pl pour les syn-DP et une concentration de 33 à 330 pg/g pl pour les anti-DP des échantillons de touladi de 1998 et de 2002 provenant du lac Supérior, du lac Huron et du lac Ontario. De plus, on a mesuré le DP dans plusieurs autres espèces de poissons au Canada (Hoh et al., 2006; Tomy et al., 2007; Houde et al., 2014, etc.)

On a mesuré le DP chez les oiseux au Canada, y compris dans les œufs de Faucon pèlerin et les œufs de Goéland argenté (DP : de 1,5 à 4,5 ng/g ph), recueillis dans les Grands Lacs, et on a relevé les concentrations les plus élevées dans la colonie de la rivière Niagara ou dans les nids du lac Ontario, les plus proches de l'usine de fabrication de DP (Gauthier et al., 2007; Guerra et al., 2011). Venier et al. (2010) ont quantifié le DP dans le plasma des Pygargues à tête blanche au Canada (mesure moyenne du DP = 0,19 ng/g ph).

On dispose de peu de données terrestres canadiennes; toutefois, Muir et al. (2014) ont indiqué des données du DP de l'Arctique pour les tissus de loup.

Pour plus de détails sur les autres études sur le biote canadien, voir la documentation à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015).

Abréviation : LD = limite de détection.

^a Voir les documents à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015) pour des références et des détails sur les études.

^b Bien que les effluents des systèmes d'assainissement d'eaux usées, la boue et les biosolides ne sont pas « l'environnement », ils représentent une source directe pour l'environnement et sont inclus dans ce tableau.

Abréviation : LD = limite de détection.

^a Voir les documents à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015) pour des références et des détails sur les études.

^b Bien que les effluents des systèmes d'assainissement d'eaux usées, la boue et les biosolides ne sont pas « l'environnement », ils représentent une source directe pour l'environnement et sont inclus dans ce tableau.

Haut de la page

8. Devenir et comportement dans l'environnement

8.1 Distribution dans l'environnement

Le DP devrait principalement être rejeté à partir de sources industrielles dans les eaux usées (une voie d'entrée dans l'eau de surface et le sol) et peut subir une migration à partir des produits commerciaux ou de consommation vers l'atmosphère en tant que produit ignifuge non réactif pouvant être rejeté par certains polymères (CECBP, 2008). Le DP est très susceptible d'être fortement éliminé par adsorption dans les boues de stations de traitement des eaux usées et il peut être épandu sur des sols agricoles pendant l'amendement de biosolides. Le modèle de fugacité de niveau III (Tableau 8­1) utilisant le modèle EQC mis à jour (version 1.0, 2012), a été appliqué en vue de décrire le devenir du DP relativement à ces modes d'entrée dans l'environnement. De manière générale, les résultats du modèle de fugacité de niveau III montrent que le DP devrait résider principalement dans le sol et les sédiments, selon son milieu de rejet.

La très faible hydrosolubilité (2,85 × 10-7 mg/L), la faible pression de vapeur (6,57 × 10^-11 Pa à 25 °C) et les coefficients de partage très élevés (log K_oede 8,78 et log K_co estimé de 6,65) indiquent que le DP rejeté dans l'environnement est moins susceptible de se répartir ou de demeurer dans l'air et l'eau, et qu'il finira plutôt dans les sédiments et le sol. Si le DP est rejeté dans l'air, une petite fraction (inférieur(e) à 1 %) devrait demeurer dans l'air (en phase gazeuse), avec la plus grande partie se déposant dans le sol et l'eau, puis dans les sédiments. Toutefois, d'après les tendances de transport prévues (voir la description ci-après), la petite masse de DP qui demeure dans l'air peut se disperser.

Les coefficients de partage élevés indiquent que le DP rejeté dans l'eau de surface par des systèmes de traitement des eaux usées devrait s'adsorber à la fraction organique de matières solides en suspension et aux sédiments, avec moins de 4 % de la substance demeurant dans l'eau. Cependant, comme dans le cas de l'air, la petite fraction restante de la substance demeurera probablement dans l'eau et pourra être transportée (p. ex. transport par des particules). D'après son log K_coélevé, une fois dans les sédiments, le DP ne devrait pas être mobile et peut demeurer dans ce milieu en subissant une petite dégradation.

Lorsque le DP est rejeté dans le sol (c.-à-d. au moyen de l'épandage de biosolides sur des terres agricoles), la plus grande partie de la fraction massique devrait s'adsorber au sol (99,9 %), si l'on se base sur le log K_co élevé estimé et sa nature hydrophobe. Compte tenu de sa faible pression de vapeur, le DP ne devrait pas s'évaporer (se volatiliser) à partir des surfaces de sol sèches, et est donc susceptible de demeurer dans le sol. En outre, une faible dégradation du DP dans le sol est prévue; ainsi, la substance est susceptible de demeurer dans ce milieu, et les processus de perte seront stimulés par l'enfouissement dans le sol ou le ruissellement en surface. Les résultats du modèle de fugacité de niveau III (tableau 8-1) confirment que le DP réside en grande partie dans le sol et les sédiments, selon son milieu de rejet (nouveau modèle EQC, 2011).

8.1.1 Potentiel de transport à grande distance

Les valeurs de log K_oa (12,99) et de log K_ae (-4,22 – -3,52) prévues pour le DP indiquent un faible potentiel d'atteinte de l'Arctique (Wania, 2006; Brown et Wania, 2008). La substance est définie comme ayant une capacité de sorption élevée, s'adsorbant notamment aux particules dans un milieu atmosphérique et aqueux. Par conséquent, on prévoit que la décantation des particules limite le transport à grande distance (Brown et Wania, 2008). Cependant, si le transport lié aux particules est plus efficace que prévu, le DP pourrait être transporté dans des régions éloignées comme l'Arctique.

Xiao et al. (2012) ont détecté le DP dans 11 échantillons d'air à grand débit sur 14 prélevés dans une station éloignée à Alert au Nunavut (Canada) (de inférieur(e) à 0,05 pg/m³ à 2,1 pg/m³), et la détection de DP était principalement associée aux particules. Le DP a été détecté dans tous les échantillons dans l'ouest de la région subarctique du Canada (lac Little Fox, Territoire du Yukon) entre août 2011 et décembre 2014 (DP total compris entre 0,1 et 1,8 pg/m³), en vertu du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (Yu et al., 2015). Le DP a été détecté chez les loups des régions éloignées de l'Arctique canadien (Muir et al., 2014), mais n'a pas été détecté chez les bélugas de l'Arctique (Shen et al., 2012).

Bien que la production du DP soit limitée à la Chine et à l'Amérique du Nord, de nombreuses études ont signalé des mesures de DP ailleurs. Des études européennes signalent des concentrations atmosphériques variant de 0,58 pg/m³(Rao, Suède) à 9,4 pg/m³ (Lille Valby, Danemark) (TemaNord, 2011). Le DP a été détecté dans tous les échantillons atmosphériques en phase particulaire prélevés à Svalbard dans l'Arctique européen de 2012 à 2013, variant de 0,05 à 5 pg/m³ (Salmova et al., 2014). Une étude réalisée par Möller et al. (2010) a détecté le DP dans l'air et les eaux usées dans des endroits éloignés de l'est de la mer du Groenland vers l'Antarctique. Par exemple, l'étude a mesuré des concentrations de 0,05 à 4,2 pg/m³ dans des échantillons d'air (2 à 6 jours) de la couche limite marine sur l'océan Atlantique. En outre, des échantillons recueillis dans le cadre de l'étude d'échantillonnage passif atmosphérique mondial (GAPS) ont aussi indiqué des niveaux relativement élevés dans des endroits éloignés (Sverko et al., 2011). Cette dernière étude s'étend à tous les sept continents et a indiqué des concentrations atmosphériques variant d'« inférieures aux limites de détection » à plus de 75 pg/m³ à Cape Grim, en Tasmanie (Moller et al., 2012, Sverko et al., 2011, Xian et al., 2011). Les récentes études réalisées dans les lieux éloignés de l'Extrême-Arctique norvégien ont mesuré des concentrations de DP dans l'air, l'eau de mer, les sédiments de fjord, le sol, la mousse, les excréments (renne et oiseau), les œufs, ainsi que les tissus d'oiseau, de phoque et d'ours blanc (Ma et al., 2015, Na et al., 2015, Vorkamp et al., 2015). Ces études empiriques laissent entendre que le DP fait l'objet d'un transport à grande distance.

Le modèle de dépistage de l'OCDE (LTRP POPs) peut être utilisé pour identifier les produits chimiques à fort potentiel de persistance et de transport à grande distance (OCDE, 2006). La DTC calculée pour le DP à l'aide du modèle de l'OCDE est de 2 508 km, ce qui indique que le DP a un potentiel de transport dans l'air, mais qu'il se situe sous la limite suggérée (5 097 km; DTC du PCB-28) pour les polluants mondiaux par Klasmeier et al. (2006). Le modèle calcule également une persistance globale (Pglob) de 260 jours ainsi que l'efficacité de transfert (ET), qui est le pourcentage du flux d'émissions dans l'air qui se déposent à la surface (eau ou sol) dans la région éloignée. L'ET calculée pour le DP était de 9,7 %, ce qui est supérieur à la limite de 2,248 % (PCB-28) établie pour les substances de référence du modèle dont on sait de manière empirique qu'elles sont déposées de l'air sur le sol ou dans l'eau. L'efficacité du transfert élevée indique que le DP pourrait se déposer dans une certaine mesure à la surface de la Terre dans des régions éloignées.

Globalement, tandis que le DP (d'après ses propriétés physiques et chimiques et certains modèles) ne devrait pas constituer une préoccupation importante en termes de transport à grande distance en phase gazeuse, si l'on se base sur la forte efficacité de transport prévue et de détections de DP dans des régions éloignées, le rôle du transport de la substance lié à des particules nécessite un examen plus approfondi.

8.2 Persistance dans l'environnement

Sur la base des rejets probables et des caractéristiques de répartition du DP, et compte tenu des concentrations mesurées dans l'environnement, la persistance sera analysée pour tous les milieux naturels. Afin d'évaluer le poids de la preuve en ce qui concerne la persistance du DP, des données empiriques et modélisées ont été prises en compte. Les processus pertinents de transformation du DP comprennent la photodégradation et la biodégradation. Les données empiriques de ces études de la dégradation de l'industrie décrites dans cette évaluation sont tirées des soumissions publiques de l'industrie visant les autres organismes gouvernementaux (p. ex. IUCLID, USEPA), étant donné que les études originales de l'industrie n'étaient pas à la disposition du gouvernement du Canada. Par conséquent, les données empiriques des études de l'industrie ne pouvaient pas être examinées afin d'en assurer la validité.

De façon générale, les prévisions de modèles confirment les résultats expérimentaux selon lesquelles la biodégradation aérobie et anaérobie du DP est très limitée et la substance devrait donc être persistante dans l'eau, le sol et les sédiments. Des prévisions modélisées pour la persistance du DP dans l'air ne sont pas cohérentes, et indiquent une demi-vie inférieure à 0,5 jour pour la photolyse et une demi-vie de 160 jours pour la réaction à l'ozone. Toutefois, l'adsorption du DP par les particules en suspension dans l'air est prévue, ce qui diminuerait le taux de photolyse et engendrerait une demi-vie plus longue dans l'air. Une persistance globale (Pglob) de 260 jours est prévue selon l'outil de l'OCDE pour les POP.

8.2.1 Dégradation abiotique

Aucune donnée empirique sur la dégradation dans l'air n'a été trouvée pour le DP. La demi-vie prévue pour la dégradation du DP dans l'atmosphère causée par la réaction avec les radicaux hydroxyles est de 0,468 jour (journée de 12 heures, AOPWIN, 2010). Les résultats du modèle AEROWIN (2010) prévoient une fraction importante de l'absorption du DP par des particules en suspension dans l'air (Phi = de 0,9 à 0,96), par conséquent, la vitesse de photodégradation du DP est probablement inférieure à celle prévue (c.-à-d. une demi-vie plus longue que la demi-vie de 0,468 jour prévue). Sverko et al. (2011) laissent entendre que la modélisation du DP dans l'air (selon la phase gazeuse) sous-estime la demi-vie en raison de son association avec des particules qui diminue les taux de réaction. Une persistance globale (Pglob) de 213 jours est prévue pour les émissions de DP dans l'air selon l'outil de l'OCDE pour les POP, et le modèle estime que 98,82 % de la substance dans l'air est répartie dans les aérosols. Une persistance globale (Pglob) pour tous les milieux (air, eau, sol) est prévue après 260 jours.

Le plus récent ensemble de données de l'IUCLID concernant le DP (USEPA, 2009) résume une étude de 1979 faisant état de la photodégradation limitée (inférieur(e) à 10 %) du DP dans l'eau (eau de lac eutrophe et eau distillée) ayant irradié sous une lampe de mercure et de borosilicate pendant 168 heures (la demi-vie de la photolyse a été estimée à supérieur(e) à 24 ans). La source de lumière n'a pas reproduit la lumière naturelle du soleil, mais elle a fourni plusieurs lignes de flux photoniques élevés dans la région du spectre solaire (supérieur(e) à 290 nm) signalées comme augmentant davantage le taux de phototransformation par rapport à ce qui est prévu de la lumière naturelle du soleil.

Sverko et al. (2008) ont entrepris une étude simple de photodégradation qui a irradié chaque isomère de DP d'une solution d'isooctane de 100 ng/mL à des rayons ultraviolet (λ ~ 365 nm) pour une période de 30 jours. On a observé une diminution de concentration du DP d'origine de 10 % après 168 heures (h) et une autre perte de 40 % après 264 h et de 65 % après 504 h. L'anti-DP semblait se dégrader plus rapidement que le stéréoisomère de syn-DP. De même, Wang et al. (2011) ont mené trois expériences de photolyse et ont découvert une déchloration (produits de dégradation DP [-Cl+H] et [-2Cl+2H]), mais aussi d'autres produits de dégradation de DP non identifiés.

Le DP ne contient pas de groupements fonctionnels pouvant subir une hydrolyse.

^a EPIsuite (2010-2012).

^b AEROWIN (2010) prévoit une fraction importante de l'absorption du DP par des particules en suspension dans l'air (Phi = de 0,9 à 0.96), par conséquent, la vitesse de photolyse du DP est probablement inférieure à celle prévue (c.-à-d. une demi-vie plus longue que prévue).

^c Le modèle ne précise pas d'estimation pour ce type de structure.

8.2.2 Biodégradation

Des essais en laboratoire ont montré que le DP n'est pas susceptible de se biodégrader dans des conditions aérobies. Un essai de biodégradation avec des boues activées (essai MITI modifié, OCDE, 301C) a signalé une biodégradation de 0,6 % en deux semaines (USEPA, 2011), et un essai de 21 jours utilisant les boues d'égout a découvert une biodégradation de 0 % (USEPA, 2009).

Les résultats des quatre modèles de biodégradation ultime (sous-modèles BIOWIN, 2010; CATALOGIC, 2012; TOPKAT, 2004), indiquent que la biodégradation serait très lente ou récalcitrante et que la demi-vie dans l'eau serait de l'ordre de plusieurs mois. En outre, un modèle de biodégradation primaire, à savoir le sous-modèle BIOWIN 4 (modèle d'enquête sur la biodégradation primaire), prévoit que la substance soit récalcitrante. Cela est comparable à la persistance globale (Pglob) de 260 jours qui est prévue selon l'outil de l'OCDE pour les POP.

Le DP semble bien couvert par le nombre de fragments et la taille des molécules d'après le domaine d'applicabilité des sous-modèles BIOWIN 5 et 6 (biodégradation aérobie, MITI). Le poids moléculaire s'inscrit dans la fourchette couverte par les sous-modèles BIOWIN 3 et 4 (biodégradation aérobie, enquête d'experts); toutefois, le domaine comporte des substances comprenant moins de fragments de chlorure aliphatique et moins de fragments contenant du carbone avec quatre liaisons uniques et aucun hydrogène. Bien que cela introduise une plus grande incertitude concernant les résultats modélisés établis par les sous-modèles 3 et 4, les prévisions de dégradation concordent avec les données modélisées ainsi que les résultats issus des études empiriques. Ils sont également conformes à la structure complexe du DP qui n'est pas susceptible de subir une attaque des micro-organismes.

La modélisation de la biodégradation par TOPKAT et Catalogic (2012) laisse entendre que le DP se biodégrade lentement. TOPKAT laisse supposer que la probabilité de biodégradabilité aérobie pour le DP est nulle (dans le cadre du domaine des ensembles de formation). Catalogic (2012) identifie trois produits à faible probabilité (probabilité de biodégradabilité est de 1 à 2 %, représentant une quantité de 7 % pour chacun, concernant le DP d'origine) (C18H13Cl11O1, C18H12Cl10O1 , C18H12Cl10O2) qui diffèrent des produits de déchloration définis dans les études de photodégradation décrites ci-dessus.

Les données existantes sur la biodégradation anaérobie du DP indiquent que, si la substance se dégrade, cela se fait de manière très lente. Les données d'une étude de l'industrie de 1979 ont indiqué une biodégradation anaérobie de 0 % au cours d'une période de 2 à 6 semaines par les micro-organismes des boues d'égout, et aucun métabolite n'a été déterminé (Commission européenne, 2008; USEPA, 2011).

Ces essais de biodégradation aérobie et anaérobie ainsi que des résultats de modélisation indiquent que la demi-vie du décaBDE dans l'eau est susceptible d'être plus longue que plusieurs mois et que la substance est donc susceptible de persister dans l'eau (Tableau 8­3). En utilisant un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour la demi-vie associée à la biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), on obtient une demi-vie plus longue que plusieurs mois dans le sol, celle dans les sédiments étant supérieure à un an. Cela indique que le DP devrait être persistant dans le sol et les sédiments.

^a Le résultat s'exprime par une valeur numérique de 0 à 5.

^b Le résultat s'exprime par un taux de probabilité.

^c DBO - demande biologique en oxygène.

^d Sous-modèle 4 : enquête d'expert (résultats qualitatifs).

^e Sous-modèle 3 : enquête d'expert (résultats qualitatifs).

^f Sous-modèle 5 : MITI, probabilité linéaire.

^g Sous-modèle 6 : MITI, probabilité non linéaire.

8.3 Potentiel de bioaccumulation

L'évaluation du potentiel de bioaccumulation du DP porte sur plusieurs paramètres, notamment les propriétés physicochimiques, le facteur de bioconcentration (FBC), le facteur de bioamplification (FBAm), le facteur d'amplification trophique (FAT) et le facteur de bioaccumulation (FBA). Le rôle de la biotransformation métabolique dans la détermination du potentiel de bioaccumulation est également abordé. Des données empiriques et certaines données modélisées ont été prises en compte. La plupart des études expérimentales originales (non publiées) sur la bioaccumulation/bioconcentration de l'industrie ne sont pas à la disposition du gouvernement du Canada, et les données sont seulement disponibles auprès de sources secondaires (c.-à-d. format de l'IUCLID), limitant ainsi l'évaluation de la fiabilité et des détails de l'étude. Les données liées au potentiel de bioacccumulation sont prises en considération en utilisant une méthode du poids de la preuve.

D'après ses propriétés physiques et chimiques (p. ex. diamètre maximal modérément large, hydrosolubilité très faible et log Koe élevé et faible valeur expérimentale du FBC), le DP devrait avoir un faible potentiel de bioconcentration. Toutefois, des études de surveillance de diverses parties du monde ont déclaré des concentrations de DP mesurables dans des organismes aquatiques et terrestres. Les données sur des FBAm, des FBA, et des FABS sur le terrain soutiennent que la bioaccumulation et la bioamplification du DP ont lieu. Les études du métabolisme dans la faune (poissons et oiseaux) ne montrent aucune preuve de dérivés issus de la transformation métabolique, ce qui semble indiquer que le DP est caractérisé par une absence de métabolisme ou un faible métabolisme. Le log Koe du DP (8,78) est considéré comme étant hors du domaine du modèle (8,2) pour le bilan massique du modèle BCFBAF sur trois niveaux trophiques (Arnot et Gobas, 2003) et le modèle QSAR (Dimitrov et al., 2005). Bien que la modélisation du FBC et du FBA pour le DP soit entreprise, il est reconnu que les prévisions sont extrapolées au-delà des données empiriques au sein du modèle, et sont ainsi moins certaines. Elles ont pris en considération un élément de preuve à l'appui et sont comprises dans les documents à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015).

8.3.1 Facteur de bioconcentration (FBC)

Les données expérimentales sur le FBC pour le DP proviennent de quelques études plus anciennes (p. ex. Boudreau, 1973; Gara et Rauisina, 1975; Chou et al., 1979; Zitko, 1980; CHIRP, c2008); consulter Environnement et Changement climatique Canada (2015). Cependant, aucune n'est considérée comme étant fiable en raison de diverses limites (p. ex., niveaux d'exposition dépassant largement les niveaux d'hydrosolubilité, courtes expositions, et utilisation d'agents dispersants). L'étude de CHRIP (c2008) a exposé la carpe japonaise au DP pendant 8 semaines (0,0027 mg/L et 0,000027 mg/L, c.-à-d., de 2 à 4 ordres d'importance supérieurs à l'hydrosolubilité), engendrant une variation du FBC de 14 à 121. Zitko (1980) n'a découvert aucune absorption du DP à partir de l'eau dans les tissus des poissons durant 96 heures, mais on a observé une accumulation du DP dans les tissus provenant des aliments (voir la prochaine section). Toutefois, ces études indiquent que l'absorption du DP dans les poissons a lieu, et des concentrations de DP atteignant jusqu'à 8,8 mg/kg ph après 30 jours sont mentionnées dans une étude (Boudreau, 1973). En outre, étant donné la solubilité très faible du DP, l'état stable (et par conséquent, les concentrations tissulaires maximales de DP) ne devrait pas être atteint pendant très longtemps (le FBC pourrait donc être sous-estimé). Par exemple, si l'on suppose que le fait de dépasser l'hydrosolubilité constitue la seule limite des études sur le FBC; ainsi, le recalcul du FBC, ainsi que la correction apportée aux concentrations d'eau décrites par Arnot et Gobas (2006), pourraient entraîner des valeurs du FBC beaucoup plus élevées.

En raison des limites des études disponibles sur la bioconcentration du DP, une modélisation cinétique du bilan massique a été effectuée (voir la documentation à l'appui, Environnement et Changement climatique Canada, 2015). Cependant, le log K_oe du DP (8,78) est considéré comme étant hors du domaine du modèle (environ 8,2) pour le bilan massique du modèle BCFBAF sur trois niveaux trophiques (Arnot et Gobas, 2003) et le modèle QSAR (Dimitrov et al., 2005). Bien que la modélisation du FB pour le DP soit entreprise, il est reconnu que les prévisions sont extrapolées au-delà des données empiriques au sein du modèle, et sont ainsi moins certaines. Malgré cette limite, les résultats sont généralement conformes aux données empiriques observées, ce qui laisse entendre que la bioconcentration est peu importante. Les résultats détaillés de la modélisation du FBC se trouvent dans les documents à l'appui (Environnement et Changement climatique Canada, 2015).

De récentes études faisant le lien entre les données de FBC chez les poissons et les paramètres de taille moléculaire (Dimitrov et al., 2005; Sakuratani et al., 2008) laissent entendre que la probabilité qu'une molécule traverse la membrane cellulaire branchiale par diffusion passive diminue de façon importante à mesure qu'augmente le diamètre maximal (D_max). D'après le modèle de FBCmax avec des facteurs d'atténuation (Dimitrov et al., 2005), le diamètre maximal du DP varie de 1,35 à 1,48 nm. Cela laisse supposer que le taux d'absorption du DP pourrait être limité dans une certaine mesure en raison des effets stériques à la surface des branchies.

À un log K_oe de 8,78, la fraction biodisponible prévue du DP dans la colonne d'eau (à l'exclusion de la perte attribuable à la volatilisation), selon les modèles de bilan massique des poissons, est de 0,005 %, ce qui laisse entendre que l'absorption à partir de l'eau par les branchies n'est pas une voie d'exposition principale pour le DP. De plus, ces résultats laissent supposer que l'absorption alimentaire du DP contribue en grande partie à l'absorption globale de cette substance chimique lorsque les voies d'exposition par le régime alimentaire et par l'eau sont prises en compte (c.-à-d. la bioaccumulation).

8.3.2 Facteur de bioaccumulation (FBA)

Il existe peu d'études sur le FBA du DP. Une étude menée dans un réservoir naturel du sud de la Chine près des usines de recyclage de déchets électroniques a comparé le DP dans l'eau et le DP dans le biote, et a signalé que le syn-DP et l'anti-DP étaient bioamplifiés considérablement dans les organismes aquatiques (Wu et al., 2010). Les données du DP dans l'eau (dissous) et les tissus (poids humide pour 2 invertébrés, 4 poissons, et 1 reptile) recueillies en 2006 sont utilisées pour calculer les valeurs du FBA. Les valeurs du FBA du DP variaient de 135 à 25 118, et 4 espèces d'essai sur 6 montraient une bioaccumulation considérable ou élevée (les auteurs l'identifient comme ayant un log du FBA supérieur(e) à 3,7). Il y avait certaines incertitudes associées à cette étude y compris des détails limités sur la méthode analytique, la petite taille des échantillons, et l'absence d'information sur les heures d'échantillonnage de l'eau ou du biote pour appuyer les hypothèses de « l'état stable ». Toutefois, on a détecté le DP dans toutes les espèces aquatiques, avec des concentrations variant de 19,1 à 9 630 ng/g poids lipidique.

Zitko (1980) a observé une accumulation du DP dans les tissus provenant des aliments au cours d'une période d'alimentation de 42 jours : un facteur corrigé d'accumulation de 0,024 a été indiqué pour la concentration après 28 jours. Toutefois, il existe plusieurs limites relatives aux méthodes utilisées dans le cadre de cette étude pour une substance hydrophobe comme le DP (p. ex. Sverko et al., 2011). Même si les résultats ne sont pas fiables, l'étude démontre l'absorption du DP chez les poissons (concentration tissulaire maximale déclarée = 176 µg/kg ph après 15 jours).

Bien que quelques valeurs du FBA ont été présentées pour les systèmes aquatiques canadiens, un examen préliminaire de concentrations déclarées de DP dans l'eau (4,89 à 14 pg/L) et de DP dans les tissus des poissons (70 à 1 600 pg/g ph) du lac Ontario qui ont été prélevés au cours des dernières années laisse entendre qu'il pourrait y avoir une bioaccumulation élevée chez les poissons (voir les données provenant de Reiner et al., 2006; Tomy et al., 2007; Muir et al., 2011; Ismail et al., 2009; Shen et al., 2010; Shen et al., 2011a; Venier et al., 2014). Muir et al. (2014) ont déclaré une valeur de logFBA du DP pour le zooplancton du lac Ontario de 9,1 (FBA = 1,26 × 10⁹), et une valeur de logFBA du DP pour les mysidacés de 8,6 (FBA = 3,98 × 10⁸), ce qui semble indiquer une bioaccumulation très élevée.

En raison du manque de données sur le FBA obtenues de manière empirique et disponibles dans la documentation, une modélisation cinétique du bilan massique corrigée en fonction de métabolisme a été effectuée pour aider à combler cette lacune dans les données; voir Environnement et Changement climatique Canada (2015). Toutefois, à un log K_oe de 8,78, le modèle prévoit une bioaccumulation pour une valeur de log Koe supérieure à celle des substances ayant des FBA déterminés (p. ex. BPC) contenus dans l'ensemble de données du modèle, et par conséquent, les résultats sont moins certains. Malgré cette limite, les résultats sont généralement conformes aux données observées empiriques sur le FBA (Wu et al., 2010), ce qui semble indiquer que le potentiel de bioaccumulation est élevé.

Les études signalant des facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS) supérieur(e) à 1 indiquent une bioaccumulation dans le biote provenant des sédiments. Des études ont été définies avec des valeurs de FABS signalées variant de 0,0003 à 2,8, dont la majorité a été signalée comme étant inférieur(e) à 1 (Tableau 8­4). Toutefois, étant donné que les poissons (au lieu des organismes benthiques) étaient souvent utilisés dans les études de FABS déclarés, il n'est pas surprenant que les FABS étaient inférieur(e) à 1, puisque les sédiments ne constituent pas la seule (ou principale) voie d'exposition du DP pour ces organismes).

Bien qu'elles soient limitées, les données du FBA montrent un potentiel de bioaccumulation élevé du DP. En général, ces études appuient les études du FBAm et du FAT présentées dans la section 8.3.3 pour laisser entendre que la bioaccumulation du DP a lieu.

Abréviation : s.o. = sans objet

8.3.3 Facteur de bioamplification (FBAm)

Un FBAm dépassant 1 indique qu'il y a éventuellement une bioamplification et peut être considéré comme un indicateur du potentiel d'absorption et d'accumulation dans le biote. Le Tableau 8­5 présente des données empiriques sur le FBAm pour le DP.

Une recherche récente dans les régions éloignées de l'Arctique canadien (ouest du Nunavut, région de Bathurst) a analysé la concentration de charge corporelle totale pour le caribou (Rangifer tarandus groenlandicus) et le loup (Canis lupus) et a découvert certaines valeurs terrestres du FBAm pour anti-DP supérieur(e) à 1 (p. ex. 3,4); toutefois, aucune valeur n'était statistiquement significative (Muir et al., 2014; Morris et al., document non publié). Un FBAm pour syn-DP n'a pas été indiqué.

Yu et al. (2013) ont examiné la bioamplification du DP dans les chaînes alimentaires terrestres et aviaires à Beijing, en Chine. Les valeurs de FBAm (normalisées pour les lipides) ont été déterminées pour les hiboux prédateurs (Bubo buboet Athene noctua) ainsi que leur proie (rat surmulot, Rattus norvegicus), de même que pour le faucon crécerelle (Falco tinnunculus) et sa proie, le moineau friquet (Passer montanus). Les valeurs de FBAm étaient supérieures à 1 pour la chaîne alimentaire des hiboux et des rats, mais inférieures à 1 pour la chaîne alimentaire des moineaux et des crécerelles. On a découvert aucune bioaccumulation stéréosélective pour les isomères de DP chez les espèces étudiées.

Une étude sur le terrain menée au sud de la Chine (She et al., 2013) a examiné une petite chaîne alimentaire d'espèces herbivores (sols de rizières, plants de riz et escargots pommes) et a découvert que les FBAm normalisées du DP pour les lipides concernant les plants de riz (Oryza sativa) et les escargots pommes (Pomacea canaliculata) variaient de 0,59 à 7,9, avec des valeurs moyennes de syn-DP de 3,1, et d'anti-DP de 2,3 (Tableau 8­5). Ces FBAm étaient comparables à ceux déterminés pour les PBDE dans les mêmes échantillons.

Bien que les FBAm de 5,2 pour syn-DP et de 1,9 pour anti-DP ont été indiqués dans une étude en laboratoire sur les alevins de truite arc-en-ciel exposés au DP par absorption alimentaire (Tomy et al., 2008), une évaluation récente de l'étude (Arnot et Quinn, document non publié) laisse entendre une marge d'erreur d'environ 100 fois dans le calcul, et estime que les FBAm normalisés pour les lipides sont en fait d'environ 0,089 (syn-DP) et de 0,046 (anti-DP). Dans l'étude originale, soixante poissons ont été exposés pendant 49 jours, suivi par une phase de dépuration de 112 jours. L'étude de Tomy et al. (2008) laisse entendre que les syn-DP sont plus biodisponibles (ou se transforment plus lentement) que les anti-DP (tableau 8-5). Les auteurs émettent l'hypothèse selon laquelle les différences de conformation structurelle des groupes fonctionnels pendants de chlorocyclopentène de l'anti-isomère les rendent plus vulnérables aux attaques biologiques. L'évaluation préalable des foies de poissons laisse entendre que, si les métabolites de DP sont détectés dans les réseaux alimentaires aquatiques, il est peu probable que ce soit attribuable à la biotransformation du composé d'origine in vivo. Malgré la dose délibérément élevée de DP, aucune dégradation de DP déchloré, hydroxylé, méthoxylé, ou méthylsulfoné n'a été détectée dans les extraits de foie.

L'étendue de la bioaccumulation des syn- et anti-isomères de DP a été évaluée dans les échantillons archivés du réseau trophique provenant du lac Winnipeg et du lac Ontario (Tomy et al., 2007). La bioamplification a été évaluée en utilisant les deux facteurs de bioamplification ajustés aux niveaux trophiques calculés (FBAmNT) pour les relations prédateur-proie, ainsi que par les facteurs d'amplification trophique (FAT) (consulter la section 8.3.4). Pour le lac Winnipeg, on a découvert seulement la bioamplification pour la relation trophique doré jaune-grand corégone pour l'isomère anti-DP (FBAmNT supérieur(e) à 11). Les auteurs laissent entendre que cette bioamplification a indiqué une élimination stéréosélective du syn-isomère de préférence à l'anti-isomère par le doré jaune ou que le doré jaune peut métaboliser plus rapidement le syn-isomère. Dans le lac Ontario, la relation trophique truite-éperlan a montré des valeurs du FBAmNT supérieur(e) à 1 (anti-DP :11, syn-DP :12), et la valeur du FBAm truite-gaspareau était égale ou légèrement inférieure à 1. Les auteurs laissent entendre que le touladi, contrairement au doré jaune, n'accumule ni ne métabolise pas de façon stéréosélective les isomères, en appuyant leur hypothèse de différences interspécifiques de bioaccumulation et de biotransformation.

Abréviation : ND = Non déterminé

^a L'efficacité d'assimilation alimentaire est également appelée efficacité d'absorption (EA ou α) et est une mesure du transfert d'une substance chimique du tractus gastro-intestinal (TGI) à l'organisme par rapport à la quantité totale de substance à laquelle l'organisme est exposé par voie alimentaire.

Bien qu'il existe certaines incertitudes liées aux données disponibles sur la bioamplification, il est raisonnable de considérer que le DP se bioamplifierait dans les chaînes alimentaires étant donné ses propriétés physiques et chimiques (valeur élevée de log K_oe de 8,78 et valeur de log K_oa de 12,99). Le DP devrait se bioamplifier dans les chaînes alimentaires terrestres comme le suggèrent Gobas et al. (2003) et Kelly et al. (2007). Cependant, ces coefficients de partage ne tiennent pas compte des paramètres physiologiques comme le métabolisme, et les données empiriques disponibles sur la bioaccumulation. Les données de bioamplification disponibles laissent entendre que les FBAm du DP peuvent dépasse 1 dans certaines relations trophiques, ce qui porte à croire que les expositions par voie alimentaire peuvent contribuer de façon importante au transfert trophique et à l'accumulation dans les réseaux trophiques de l'environnement.

Dans une étude d'efficacité d'assimilation des produits chimiques par les poissons, Xiao et al. (2013) ont examiné 15 produits chimiques, y compris le DP, pour une efficacité d'absorption globale (Ea) en utilisant une méthode d'analyse comparative (exposition unique). Dans une étude, des poissons ont été nourris avec un seul repas comprenant des aliments contaminés, puis analysés en termes de distribution chimique après cinq jours. L'efficacité d'absorption (Ea) apparente et l'efficacité d'absorption« de référence » du DP ont été évaluées à 0,37 et 0,28, respectivement.

8.3.4 Facteur d'amplification trophique (FAT)

Le FAT est une mesure du potentiel de bioamplification moyen d'une substance dans un réseau trophique étudié dans des conditions naturelles et il est estimé en mettant en corrélation des concentrations de substance normalisées dans le biote et différents niveaux trophiques.
Le Syn-DP et l'anti-DP ont été tous les deux bioamplifiés considérablement dans un réseau trophique d'un réservoir à proximité d'ateliers de recyclage de déchets électroniques au sud de la Chine (Wu et al., 2010; voir la section du FBA pour les détails de l'étude). L'étude, menée en 2006, a déterminé des FAT de 11,3 (syn-DP) et de 6,6 (anti-DP), indiquant que les deux isomères de DP étaient bioamplifiés considérablement au moyen du réseau trophique. Le FAT de syn-DP était presque deux fois plus élevé que celui d'anti-DP, ce qui laisse entendre un potentiel de bioamplification de syn-DP supérieur à celui d'anti-DP dans le réseau trophique actuel. La déplétion des isomères anti-DP dans les organismes par rapport aux échantillons abiotiques et une diminution de la présence dans les niveaux trophiques semblent aussi indiquer un métabolisme stéréospécifique possible d'anti-DP et une absorption sélective de syn-DP.

Les anti-DP et le DP total se sont fortement bioamplifiés dans un réseau alimentaire aquatique (deux invertébrés et cinq espèces de poissons) provenant du canal de Beijing-Hangzhou, situé près de l'installation de fabrication du DP dans la province du Jiangsu de Chine (Wang et al.2015). Des valeurs de FAT (teneur en lipides normalisée) de 3,1 (syn-DP), 1,9 (anti-DP) et 2,2 (DP total) ont été signalées; toutefois, la valeur de FAT pour le syn-DP n'était pas importante. Des résultats similaires ont été signalés dans une étude de cinq espèces de poissons provenant de 22 rivières en Corée du Sud en 2008 (Kang et al., 2010). La proportion d'anti-DP décelé dans les échantillons provenant des sites urbains industriels était nettement moindre que celle de la norme technique de DP, démontrant que les isomères de DP présentent divers comportements de bioaccumulation, avec le syn-DP se bioaccumulant plus dans le biote que l'anti-DP.

Les FAT normalisés des lipides concernant le DP ont été déterminés selon les échantillons archivés du réseau trophique provenant du lac Winnipeg et du lac Ontario (Tomy et al., 2007). Bien qu'il y ait des différences dans les FAT des isomères dans le réseau trophique du lac Winnipeg, aucun FAT significatif sur le plan statistique pour ni l'un ni l'autre des isomères n'a été découvert pour le réseau trophique du lac Ontario. Un FAT de 2,5 pour l'anti-DP et un FAT inférieur(e) à 1 pour le syn-DP ont été observés dans le lac Winnipeg.

8.3.5 Autres études liées à la bioaccumulation

Une étude récente du DP a utilisé des microcosmes de foie de goéland à bec cerclé nicheur de Montréal (Larus delawarensis) pour examiner le métabolisme in vitrodu DP (Chabot-Giguere et al., 2013). Aucune dégradation d'isomère ne s'est produite au cours de l'essai de 90 minutes.

Dans une étude des œufs de l'étourneau sansonnet (Sturnus vulgaris), le DP était l'un des produits ignifuges les plus répandus détectés dans les sites d'échantillonnage dans tout le Canada (tout comme certains PBDE). Le DP (les deux isomères) a été détecté dans 41 % des homogénats d'œufs regroupés examinés avec des concentrations allant jusqu'à 24 ng/g ph (Chen et al., 2013), indiquant un transfert maternel.

Une étude de la répartition tissulaire du DP dans deux espèces de poissons de fond (poisson à tête de serpent et carpe de vase) au sud de la Chine a déterminé une répartition préférentielle dans le foie et les muscles pour le syn-DP, et une rétention persistante élevée dans le cerveau par rapport au foie pour l'anti-DP, ce qui laisse entendre que le dernier isomère peut traverser la barrière hématoencéphalique chez les poissons (Zhang et al., 2011b). Les niveaux médians du DP variaient de 0,18 à 39,1, et de 0,22 à 52,9 ng/g ph pour le syn et l'anti-DP, respectivement.

Ces études sur la faune fournissent des preuves variables indiquant la biodisponibilité et le métabolisme du DP, ce qui laisse possiblement entendre que la biodisponibilité et le potentiel métabolique du DP peuvent être propres à l'espèce et peuvent varier entre les organismes aquatiques et les organismes terrestres.

8.4 Résumé du devenir dans l'environnement

Le DP devrait être rejeté dans l'environnement par des eaux usées. Il peut y avoir un potentiel de migration du DP des plastiques à l'atmosphère, compte tenu du fait que la substance est ajoutée à la matrice polymère et pourrait subir une lixiviation dans une certaine mesure, mais il n'existe actuellement aucune preuve de surveillance pour confirmer sa portée. Une forte tendance d'adsorption en phase solide dans divers milieux (y compris des particules en suspension dans l'air) indique que le DP résidera dans des boues activées, des sédiments et des particules en suspension dans l'air et qu'il sera transféré du sol à partir de dépôts secs et de l'épandage de biosolides sur des terres agricoles. L'exposition aux organismes vivant dans l'eau devrait être faible. La persistance intrinsèque élevée du DP laisse entendre que des expositions à long terme peuvent être attendues dans les sédiments et le sol, avec un potentiel d'accumulation important dans les milieux environnants, découlant d'émissions continues. Le processus d'élimination de l'environnement devrait inclure l'enfouissement dans les sédiments et le sol. Le DP devrait subir un transport à grande distance dans l'air et se déposer dans des milieux éloignés en raison du transport de particules, tel qu'il est prouvé par d'autres produits ignifuges hydrophobes affichant une forte adsorption aux particulaires atmosphériques. Étant donné la biodisponibilité de cette substance, une exposition à long terme peut engendrer des taux élevés tissulaires dans le biote, le transfert par réseau trophique, et la bioamplification.

Haut de la page

9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

9.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Des données empiriques pour le DP ainsi que des données comparatives pour les analogues structurels, le chlordane et le mirex ont été prises en compte dans le poids de la preuve pour évaluer les effets écologiques du DP. La modélisation de toxicité RQSA du DP a généralement indiqué aucun effet à saturation. Le log Koe du DP a aussi dépassé les seuils du modèle, et la substance était mal couverte par les domaines des modèles de toxicité. Par conséquent, les prévisions modélisées sont considérées comme incertaines.

En ce qui concerne le DP, les résultats des études empiriques sur la toxicité pour les organismes aquatiques disponibles présentent un niveau élevé d'incertitude et une fiabilité contestable, principalement parce que les concentrations du traitement ont dépassé la limite d'hydrosolubilité du DP de plusieurs ordres d'importance. De plus, étant donné que le DP se répartit surtout dans le sol ou les sédiments, la toxicité aquatique de la phase dissoute n'est pas la forme d'essai la plus pertinente sur le plan environnemental pour les effets de cette substance. Pour cette raison, les effets potentiels aquatiques sont évalués en prenant en considération l'approche de résidus corporels critiques (RCC) et on accorde moins d'importance à l'exposition en phase aqueuse dans le cadre de l'évaluation des effets écologiques du DP.

Le DP est classé comme un narcotique de surface de base/organique neutre et/ou un halogénure vinylique/allylique pour la toxicité aquatique par ECOSAR. Peu de résultats sur le DP sont disponibles dans le profil (2012) de la boîte à outils RQSA de l'OCDE; la liaison aux protéines de l'OCDE est désignée comme étant élevée (classe 3) pour le DP. De même, la liaison aux protéines est définie comme étant supérieur(e) à 100 jours (OASIS, version 1.2, OCDE). Bien que le mode d'action du DP puisse ne pas être complètement compris pour les organismes aquatiques (p. ex., les organismes vivant dans les sédiments), ses analogues, les insecticides cyclodiènes (p. ex., le chlordane), sont généralement considérés comme des neurotoxines pour les organismes terrestres (EC, 1999).

D'après les résultats d'essais de toxicité chronique dans le sol et les sédiments, en utilisant les analogues, soit le chlordane et le mirex, le DP peut causer des effets à de faibles concentrations aux organismes vivant dans le sol comme les lombrics et les insectes. Le DP, selon son analogue, le chlordane, peut aussi causer des effets à de faibles concentrations aux organismes vivant dans les sédiments. Le DP ne montre pas de potentiel d'effets sur la faune selon les études actuelles sur des rongeurs et des oiseaux.

9.1.1 Eau

9.1.1.1 Effets chez les organismes aquatiques dans le cas d'une exposition alimentaire

Le potentiel de toxicité par absorption alimentaire a été étudié sur la base du comportement prévu du DP, c'est-à-dire, le degré élevé de répartition dans les sédiments et le sol ainsi que le degré élevé de stabilité dans l'environnement et du potentiel de bioaccumulation par le régime alimentaire. Le concept de résidus corporels critiques (RCC) a été utilisé pour étudier le potentiel d'effets nocifs chez un poisson présentant une teneur en lipides de 5 % dans le cas d'un apport alimentaire de DP. Le concept de RCC porte sur la question de savoir si un produit chimique dans l'environnement peut être absorbé au point d'atteindre des niveaux de charge corporelle critique associés à des effets, comme la mortalité par narcose de référence. McCarty et Mackay (1993), ainsi que McCarty et al. (2013) ont démontré que les concentrations internes des substances chimiques narcotiques neutres qui causent le décès des poissons sont relativement constantes : environ 2-8 mmol/kg pour les expositions aiguës et 0,2-0,8 mmol/kg pour les expositions chroniques. McCarty et Mackay (1993) présentent la formule mathématique pour estimer les résidus corporels critiques chez les poissons comme suit :

RCC = FBA (5 % de lipides) x concentration dans l'eau de produit chimique / MM

Où :

RCC = 

résidus corporels critiques chez les poissons (mmol/kg)

FBA (5 % de lipides) = 

peut être le FBA ou le FBC normalisé en fonction d'un contenu de lipides de 5 % (L/kg)

MM = 

masse moléculaire de la substance (g/mol), concentration de produit chimique dans l'eau (mmol/L)

Étant donné le manque de données disponibles du FBA pour les poissons dans la documentation, les RCC ont été calculés en utilisant la valeur modélisée du FBA de 2,12 × 10⁶. L'hydrosolubilité a été utilisée comme concentration environnementale dans l'eau de surface (c.-à-d. si les concentrations environnementales dans les eaux de surface approchent des niveaux équivalents à la limite de solubilité dans l'eau, on peut alors déterminer s'il existe un potentiel d'effets nocifs à l'intérieur du réseau trophique; p. ex. les poissons et les mammifères piscivores) (voir le tableau 9-1).

Voir Environnement et Changement climatique Canada (2015) pour les hypothèses concernant l'approche de RCC. Comme deuxième approche, la concentration la plus élevée de DP indiquée dans les tissus de poissons du Canada (0,85 ng/g ph) a été convertie en unités de RCC et comparée au seuil.  En outre, comme l'exposition du DP par le régime alimentaire est la voie d'exposition la plus probable, la fugacité biote-régime alimentaire a été aussi déterminée; voir Environnement et Changement climatique Canada (2015).

^a Limite d'hydrosolubilité utilisée comme concentration du DP dans l'eau.

^b Valeur modélisée la plus élevée de DP, BCFBAF (2010).

^c Valeur moyenne la plus élevée de DP dans les tissus de poissons canadiens (touladi, lac Ontario) déclarée comme étant de 0,85 ng/g ph par Ismail et al., 2009).

Les RCC estimés sont inférieurs aux seuils de létalité aiguë et chronique. L'utilisation de la concentration tissulaire maximale chez les poissons canadiens par rapport aux seuils des RCC démontre aussi que les effets négatifs aigus et chroniques ne sont pas prévus. Toutefois, il demeure le potentiel d'effets sublétaux.

9.1.2 Études empiriques dans les sédiments

Étant donné qu'aucune donnée de toxicité dans les sédiments n'a été trouvée pour le DP, les données de toxicité du mirex et du chlordane dans les sédiments ont été examinées aux fins de comparaison avec le DP. En ce qui concerne le mirex, bien que plusieurs études de toxicité aquatique pour les poissons et les invertébrés (p. ex. les crustacés) ont été entreprises, et ont présenté une toxicité élevée (Environnement et Changement climatique Canada, 1977; PISSC, 1984), on n'a trouvé aucune étude sur la toxicité dans les sédiments comportant des paramètres de toxicité utilisables.

En ce qui concerne le chlordane, les recommandations intérimaires sur la qualité des sédiments (RIQS) du Canada ont été établies selon les ensembles de données déterminées sur le terrain et l'essai de toxicité dans les sédiments enrichis (p. ex. les organismes marins) (CCME, 1999). Le rapport des RIQS présente une RIQS d'eau douce de 4,5 µg/kg ps et une concentration produisant un effet probable (CEP) de 8,87 µg/kg ps, ainsi qu'une RIQS marine et une CEP de 2,26 et de 4,79 µg/kg ps, respectivement. Des études menées sur le terrain où les effets sur les invertébrés benthiques étaient associés au chlordane dans les sédiments comprennent une étude canadienne menée dans le port de Toronto, où la diminution de la richesse des espèces et de l'abondance des chironomidés était associée à un niveau moyen de chlordane dans les sédiments de 10,5 µg/kg ps (bien que les autres pesticides organochlorés étaient aussi présents) (CCME, 1999; Jaagumagi 1988; Jaagumagi et al., 1989). Une autre étude a déterminé une diminution de la densité de la bivalve en réponse aux ajouts de chlordane dans les étendues sablonneuses à marée basse de la Nouvelle-Zélande, où les concentrations de chlordane près de la surface ont atteint environ 7,5 µg/kg (résidus fins secs) (Pridmore et al., 1991). Les études de toxicité recensées dans le rapport des RIQS comprennent une étude la Nouvelle-Zélande du bivalve marin, Macoma Liliana, exposé au chlordane dans les essais biologiques des sédiments (Roper et Hickey, 1994). L'étude a montré un mouvement considérable d'évitement sublétal en dehors du sédiment ayant une dose de chlordane de 20 µg/kg ps (96 h), ainsi que des effets aigus, CL₁₀ et CL₅₀, à 111 et à 238 µg/kg ps. Le rapport des RIQS traite aussi d'une étude provenant du Canada; une CL₅₀ de 96 h de 120 µg/kg ps pour le chlordane a été signalée pour la crevette grise de sable (Crangon septemspinosa) dans les essais sur les sédiments (McLeese et Metcalfe, 1980). Une autre étude canadienne par McLeese et al. (1982) a signalé une CL₅₀ de 288 h de inférieur(e) à 5,8 mg/kg ps pour la grande gravette (Nereis virens). Des études plus récentes des effets du chlordane sur les organismes vivant dans les sédiments examinent généralement les mélanges de contaminants au lieu des effets directement attribuables au chlordane seul.

Abréviations : CL = concentration létale; RIQS = recommandations intérimaires sur la qualité des sédiments; CEP = concentration produisant un effet probable

^a Chlordane technique utilisé dans le cadre de l'étude.

^b Enquête sur échantillon des invertébrés benthiques et des sédiments dans le lac Ontario (port de Toronto); par conséquent, probablement une exposition au mélange chimique, non seulement au chlordane.

^c Les essais de toxicité du chlordane dans les sédiments enrichis signalent l'apparition de la toxicité pour les organismes benthiques à des concentrations plus élevées que celles observées dans les études sur le terrain. Cela est probablement attribuable au temps d'exposition plus court de ces études en laboratoire, ainsi qu'à l'exposition au chlordane seulement par opposition aux mélanges chimiques contenant du chlordane (Environnement et Changement climatique Canada, 1998).

Une VCT de 0,120 mg/kg est choisie pour le DP (selon le chlordane) dans les sédiments. Cette VCT est le paramètre le plus faible représentatif d'un organisme vivant dans les sédiments (Crangon septemspinosa) trouvé au Canada. Un facteur d'évaluation de 10 est utilisé, pour ajuster un paramètre de toxicité aiguë à court terme (CL₅₀ de 96 h) selon une concentration sans effet chronique, et un autre facteur d'incertitude de 10 est utilisé pour tenir compte des variations interspécifiques et intraspécifiques (seulement 3 espèces mises à l'essai).. La VCT qui résulte est de 0,0012 mg/kg ps. Lorsque cette valeur est ajustée à partir de la teneur en carbone organique d'essai (0,28 %) à une teneur en contenu en carbone organique standard dans les sédiments (4 %) (Webster et al., 2004), on détermine que la CESE pour les organismes vivant dans les sédiments est de 0,0171 mg/kg ps. Étant donné que le sédiment d'essai contenait 0,28% de CO, la solubilité maximale du DP (selon l'analogue chlordane) dans les sédiments était de ~9,45 mg/kg ps; voir Environnement et Changement climatique Canada (2015). La limite de solubilité dans les sédiments n'a donc pas été dépassée dans les conditions de l'étude.

9.1.3 Études empiriques dans le sol

Étant donné qu'une seule étude de toxicité dans le sol concernant le DP a été trouvée, les données sur les analogues (chlordane et mirex) ont aussi été examinées.

Zhang et al. (2014) ont exposé le verre de terre (Eisenia fetida) à 0,1, 1, 10, et 50 mg/kg de DP pendant 14 jours pour examiner la létalité, les dommages oxydatifs, la neurotoxicité, et les profils transcriptomiques. La toxicité aiguë était faible (aucun effet important du traitement sur le poids corporel ou la létalité selon la concentration du traitement); toutefois, des dommages oxydatifs et des effets sur les gènes liés aux dommages neuronaux et les voies d'exposition ont été signalés.

Plusieurs essais de toxicité dans le sol pour le chlordane et le mirex ont été entrepris (Tableau 9­2), bien que la plupart datent de plusieurs décennies et indiquent différents paramètres. La guérison 5 jours après la blessure du lombric (Lumbricus terrestris) a été évaluée après une exposition de 10 à 30 jours au chlordane dans le sol artificiel (Cikutovic et al., 1999). Le pourcentage de vers de terre complètement guéris 5 jours après la blessure variait de 75 % à 81,2 %, à la concentration la plus faible (6,25 ug/mg ps); aucune DMEO n'a été déterminée. La survie (DL₅₀ de 20 heures) du grillon automnal (Gryllus pennsylvanicus) a été déclarée comme étant de 0,89 ppm dans le sol (hypothèse : 0,89 mg/kg ps), dans le cadre d'un essai biologique du sol où les grillons étaient placés sur le sol une heure après le traitement du sol avec le chlordane (Harris et al., 1964).

Les valeurs de dose d'état de choc (DE₃₀) et de dose létale (DL₅₀) du mirex ont été déterminées pour le cloporte vulgaire (Armadillidium vulgare) et le mille-pattes diplopode (Oxidus gracilis) en les nourrissant avec un régime alimentaire contenant différentes concentrations de poudre de mirex technique (Kuang et de la Cruz, 1977). Les valeurs de DE₃₀ et de DL₅₀(provenant de la nourriture) pour A. vulgare à une exposition de 10 jours étaient de 4,1 ppm (hypothèse : équivalence de 4,1 mg/kg ps) et de 35,2 ppm, respectivement; et pour O. gracilis, 2,7 ppm et 198,7 ppm, respectivement. Rajanna et de la Cruz (1975) ont mené une étude de phytotoxicité pour examiner les effets du mirex sur la germination, l'émergence, et la croissance des plantules de champs couramment cultivés et de cultures de pâture (voir Environnement et Changement climatique Canada, 2015 pour la liste des espèces). La germination totale, l'émergence des semis, et la croissance précoce étaient réduites dans plusieurs espèces de plantes par rapport aux témoins après une exposition à des concentrations égales ou supérieures à la concentration d'essai la plus faible de 0,15 ppm dans le sol (0,15 mg/kg ps). Des effets importants du mirex sur le taux de croissance des semis après 2 semaines (poids sec de I00 semis) ont été constatés pour l'ensemble des 6 espèces; le trèfle incarnat, le sorgho d'Alep, et l'ivraie multiflore ont indiqué une réduction importante du taux de croissance de 0,15 ppm dans le sol (0,15 mg/kg); la fétuque élevée et la luzerne ont indiqué 0,30 ppm dans le sol (0,30 mg/kg); et le trèfle alsike a présenté 0,70 ppm dans le sol (0,70 mg/kg).

Abréviations : DL = dose létale; DE = dose d'état de choc

^a Déclarée comme dose devant tuer 50 % des verres de terre par pesticide; présentée comme DL50 dans cette évaluation.

^b On ne sait pas exactement si ppm représente une solution en mg/L ajoutée au sol, ou mg/kg de sol (poids sec.

^c Déclarée dans cette étude comme mg/kg de sol, convertie pour cette évaluation.

Aux fins de la présente évaluation, selon les paramètres disponibles provenant des études de toxicité dans le sol, la concentration de inférieur(e) à 0,15 mg/kg ps (diminution du taux de croissance après 2 semaines de 3 espèces de plante) est choisie comme VCT selon l'analogue mirex, représentant la plus faible valeur de l'étude prolongée. Étant donné l'incertitude liée à la variation interspécifique et intraspécifique (2 niveaux trophiques couverts par les données analogues) pour les paramètres chroniques, un facteur d'évaluation de 10 est appliqué. En outre, étant donné que la VCT est une valeur sans bornes (c.-à-d. les effets à la concentration la plus faible dans le cadre d'un essai), un autre facteur d'évaluation de 10 est appliqué. La VCT qui résulte est de 0,0015 mg/kg ps. Lorsque cette valeur est ajustée à partir de la teneur en carbone organique (0,04 %) à une teneur en carbone organique standard dans le sol de 2 % (ECHA, 2010), la CESE pour les organismes vivant dans le sol est de 0,075 mg/kg de poids sec. Étant donné que le sol d'essai pour cette dernière étude contenait 0,04 % de carbone organique, la solubilité maximale du DP (selon l'analogue mirex) était d'environ 31,7 mg/kg ps.

9.1.4 Études empiriques dans la faune

Il existe peu d'études sur le DP relativement aux espèces sauvages. Des études de toxicité standard à doses répétées chez des mammifères (rongeurs) menées avec du DP n'ont généralement montré aucun effet nocif à la plus forte dose d'essai : p. ex. 5 000 mg/kg p.c. par jour (étude de 90 jours menée sur le rat, Oscarson, 1975; étude de 28 jours à dose par voie orale sur la reproduction menée chez le rat, Brock et al., 2010). À la dose administrée la plus élevée de 25 000 mg/kg p.c. par jour, le DP n'a eu aucune incidence sur les rats Sherman-Wistar dans une étude de toxicité aiguë par voie orale et la DSENO après 90 jours dans une étude (subchronique) à doses répétées était de 100 000 ppm (USEPA, 2008, cité par Crump et al., 2011). Consulter la section « Effets sur la santé humaine » pour une analyse détaillée des études de toxicité chez d'autres rongeurs et mammifères.

Crump et al. (2011) ont étudié les effets liés à la concentration du DP en utilisant des approches de toxicité in vivo et in ovo dans les hépatocytes embryonnaires des poulets domestiques (Gallus gallus domesticus) et les embryons de poulet. Le DP a été injecté dans les œufs avant l'incubation, et a fait l'objet d'un suivi jusqu'au bêchage (ou le jour 22). Aucun effet toxique manifeste n'a été relevé jusqu'à la dose maximale de 3 uM dans les hépatocytes, et jusqu'à la dose nominale la plus élevée de DP (500 ng/g/œuf) pour le bêchage des embryons. De plus, aucun changement apporté aux niveaux d'expression de l'ARN messager des gènes cibles n'a été observé, malgré les gènes cibles répondant aux autres produits ignifuges (p. ex. HBCD) dans le cadre des études précédentes. Les auteurs ont conclu que le DP n'a pas eu une incidence importante sur la cytotoxicité ou la viabilité embryonnaire chez les poulets à des concentrations dix fois supérieures à celles détectées dans les œufs de goéland argenté des Grands Lacs. Toutefois, un changement dans la teneur isomérique de syn- et d'anti-DP a été détecté entre les solutions mères et les tissus hépatiques; la proportion de syn-DP a augmenté, passant de 0,34 à 0,65, alors que celle de l'anti-DP a diminué (passant de 0,66 à 0,35).

Li et al. (2013) ont étudié l'effet du DP sur les cailles des blés mâles (Corturnix coturnix) exposées de façon continue au DP commercial par gavage pendant 90 jours à des concentrations par dose allant de 1 à 100 mg/kg p.c. par jour. L'activité enzymatique hépatique et le stress oxydatif ont été mesurés. Les auteurs ont indiqué les effets du DP sur certaines mesures d'activité enzymatique (p. ex. diminution considérable des enzymes PROD dans tous les groupes exposés par rapport au groupe témoin, augmentation considérable de l'enzyme ÉRND et d'enzymes antioxydantes (catalase) dans les groupes fortement exposés par rapport au groupe témoin. En outre, l'étude a révélé que le DP était plus susceptible de s'accumuler dans le foie (par rapport au sérum, aux muscles), et que le syn-DP s'est accumulé (par rapport à l'anti-DP) dans les groupes fortement exposés au DP.

Des études existantes sur des mammifères et des oiseaux laissent entendre que même si le DP peut être biodisponible pour les espèces sauvages, il ne présente pas d'effet toxique manifeste (aucun effet à la plus forte dose). Toutefois, les récentes études à l'échelle moléculaire portant sur des oiseaux laissent entendre que le DP peut affecter les niveaux d'activité enzymatique chez les espèces d'essai, bien que la pertinence écologique de ces résultats ne soit pas claire.

Une VCT de 5 000 mg/kg p.c. par jour (aucune conséquence néfaste jusqu'à la dose la plus élevée = 5 000 mg/kg p.c. par jour) provenant de Brock et al. (2010) a été choisie à partir d'une série d'essais en laboratoire sur des rongeurs, fondés sur une étude combinée de toxicité à doses répétées pour la reproduction de 28 jours menée selon les lignes directrices de l'OCDE (voir la section sur l'évaluation pour la santé). Cette DSENO a été appuyée par une étude de 90 jours, à doses orales, plus ancienne et non publiée (Oscarson, 1975). En supposant une exposition aux petits mammifères comme les campagnols et les musaraignes, l'approche de la valeur toxicologique de référence (VTR) (Sample et al., 1996) a été utilisée pour normaliser les effets dans les rats au poids corporel type de la musaraigne, ce qui représente une espèce faunique servant de substitut pour les mammifères consommant des organismes du sol (voir Environnement et Changement climatique Canada 2015 pour des valeurs d'entrée), entraînant une VTR de 11 798 mg/kg p.c. par jour. Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué pour représenter l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain. La VTR obtenue pour la musaraigne était de 1179,8 mg/kg p.c. par jour.

En supposant une exposition à la faune, la même VCT de 5 000 mg/kg p.c. par jour (aucun effet nocif jusqu'à la dose la plus élevée = 5000 mg/kg p.c. par jour) selon Brock et al. (2010) a été choisie pour déterminer la valeur toxicologique de référence pour la faune (piscivores). L'approche de la valeur toxicologique de référence (VTR) pour la faune (Sample et al., 1996) a été utilisée pour normaliser les effets dans les rats au poids corporel type du vison (Mustela vison) et de la loutre de rivière (Lontra canadensis) respectivement, ce qui représente des espèces fauniques servant de substitut, entraînant des estimations de VTR de la faune de 3 769 et de 2 288 mg/kg p.c. par jour (voir la documentation à l'appui, Environnement et Changement climatique Canada 2015 pour les valeurs d'entrée). Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué pour représenter l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain. La VTR obtenue pour la faune variait de 228,8 (loutre) à 376,9 (vison) mg/kg p.c. par jour.

9.2 Évaluation de l'exposition de l'environnement

Les concentrations de DP mesurées dans l'environnement ont été présentées et des données limitées sur les concentrations de DP dans l'eau au Canada ont été recensées. Par conséquent, les concentrations environnementales ont donc été évaluées sur la base des renseignements canadiens disponibles, y compris les estimations relatives aux quantités estimées de la substance, les estimations relatives aux taux de rejets et les caractéristiques du milieu récepteur. Des concentrations environnementales ont été estimées pour des scénarios de rejets industriels, tel qu'il est décrit ci-après.

9.2.1 Scénarios d'exposition et concentrations environnementales estimées

L'exposition aquatique au DP devrait avoir lieu si l'industrie (p. ex. production, formulation) rejette le DP soit directement dans l'eau, soit dans un système de traitement des eaux usées qui rejette ses effluents dans l'eau. La concentration de la substance dans les eaux réceptrices près du point de rejet de système d'assainissement est utilisée comme concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation du risque que pose la substance en milieu aquatique. On peut la calculer à l'aide de l'équation suivante :

CEE = [1000 × Q × L × (1 – R)] / (N × F × D)

où

CEE :

concentration en milieu aquatique due aux rejets industriels, en mg/L

Q :

quantité de substance totale utilisée chaque année sur un site industriel, en kg/an

L :

pertes dans les eaux usées, fraction

R :

taux d'élimination du système de traitement des eaux usées, fraction

N :

nombre de jours de rejets annuels, en jour/an

F :

débit de l'effluent du système d'assainissement, en m ³ par jour

D :

facteur de dilution dans l'eau réceptrice, sans dimension

Plusieurs scénarios prudents de rejets industriels dans l'eau ont été élaborés pour tenir compte d'une gamme d'activités industrielles connues de DP qui pourraient avoir lieu au Canada. Les scénarios comprennent les suivants : fabrication de fils et de câbles, fabrication d'automobiles, et fabrication de connecteurs en plastique dur. Des renseignements provenant de différentes installations prises en compte ont été recueillis, et les scénarios ont reflété des pratiques et des conditions prévues, y compris le type de traitement des eaux usées, et les rejets directs ou indirects dans l'environnement récepteur.

Comme le DP est importé en vrac sous forme de partie d'un mélange liquide qui peut produire des résidus dans les conteneurs servant au transport, les activités de nettoyage des conteneurs peuvent entraîner des rejets importants de cette substance dans l'environnement. Même si les concentrations environnementales de DP attribuables à ces rejets peuvent être élevées, ces rejets seraient probablement épisodiques de nature et de courte durée. Compte tenu de ces préoccupations et des lacunes actuelles des données liées aux activités et aux pratiques de nettoyage des conteneurs, une caractérisation quantitative de l'exposition n'a pas été établie.

Le Tableau 9­5 présente la série de données d'entrée utilisées pour estimer les concentrations de la substance dans le milieu aquatique près du point de rejet industriel. D'après ces hypothèses, ces scénarios industriels donnent des concentrations environnementales estimées (CEE) en milieu aquatique de 4,38 × 10^-8 à 1,2 × 10^-5 mg/L pour le DP total (dissout et associé à des particules). Les valeurs prévues de CEE qui dépassent l'hydrosolubilité du DP (2,85 × 10^-7 mg/L) ont été remplacées par cette valeur (c.-à-d., les CEE en milieu aquatique ont été plafonnées à la limite d'hydrosolubilité). La valeur de CEE en milieu aquatique représente le niveau d'exposition dans les eaux réceptrices près du point de rejet pour chaque site.

Une méthode du partage eau-sédiment à l'équilibre a été utilisée pour estimer la concentration du DP dans les sédiments benthiques. Cette approche est basée sur un principe de répartition décrite par l'Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2010) et intègre deux autres méthodes de calcul supplémentaires. La première méthode consiste à estimer la concentration de la substance dans la phase aqueuse (réellement dissoute) de l'eau sus-jacente de sa concentration totale, selon des études menées par Gobas (2007 et 2010). La deuxième méthode consiste à estimer la concentration de la substance dans les sédiments benthiques à partir de sa concentration dans la phase aqueuse de l'eau sus-jacente sur la base d'une hypothèse de partage à l'équilibre entre les sédiments benthiques et l'eau sus-jacente tel qu'il est décrit par le National Center for Environmental Assessment de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 2003). À l'équilibre, la concentration environnementale estimée (CEE) dans les sédiments benthiques peut être en corrélation, de façon linéaire, avec la concentration dans la phase aqueuse de l'eau sus-jacente, comme suit : Des scénarios d'exposition des sédiments ont été élaborés dans le cadre d'une extension des scénarios de rejets industriels dans le milieu aquatique décrits ci-dessus pour déterminer l'équilibre des CEE dans les sédiments normalisés à une teneur en carbone organique de 4 % (une teneur en carbone organique typique dans les sédiments benthiques pour les rivières et les lacs) (Webster et al., 2004). Les CEE obtenues dans les sédiments benthiques variaient de 1,5 à 10 µg/kg en poids sec (de 0,0015 à 0,010 mg/kg en poids sec).

La CEE dans les sédiments est semblable à la concentration maximale de DP dans les sédiments des affluents mesurés pour le lac Supérieur (1,6 µg/kg en poids sec, pourcentage de carbone organique non précisé; Shen et al., 2011b), et largement supérieure à celle du DP signalée pour les sédiments du lac Winnipeg (0,03 µg/kg en poids sec, Tomy et al., 2007). La valeur de CEE dans les sédiments est, toutefois, inférieure aux concentrations de DP les plus élevées dans les sédiments déterminées dans la rivière Niagara (eau mouvante entre les lacs Érié et Ontario) et le lac Ontario, où le DP a été mesuré dans tous les échantillons des études par Shen et al.(2011a, b) et Sverko et al. (2008), jusqu'à 310 µg/kg en poids sec (dans un affluent de la rivière Niagara) et 586 µg/kg en poids sec (sédiments d'eaux libres du lac Ontario) (le pourcentage de carbone organique pour l'échantillon n'est pas fourni). La rivière Niagara a un long passé d'activités industrielles et de rejets connexes, y compris la fabrication de DP à Niagara Falls (New York), ce qui a influencé les concentrations chimiques relativement élevées le long de la rivière et dans le lac Ontario (Shen et al., 2011a, b). La mesure dans laquelle la source de DP dans ces régions a été créée au Canada n'est pas claire.

Une méthode décrite par l'Agence européenne des produits chimiques (ECHA, 2010) a été utilisée afin de déterminer les CEE dans le sol découlant de l'épandage de biosolides d'eaux usées sur des terres. Cette méthode utilise les quantités de biosolides accumulés dans la couche supérieure de 20 cm du sol (profondeur de labourage) au cours d'une période de dix années consécutives comme fondement pour les CEE dans le sol. Selon une hypothèse sous-jacente de la méthode, il n'y avait aucune perte en raison de la volatilisation, du lessivage ou du ruissellement au moment de la pénétration des substances dans les sols à la suite de l'épandage de biosolides; toutefois, la perte attribuable à la dégradation a été prise en considération (on a supposé une demi-vie de deux ans dans le sol). Des scénarios d'exposition dans le sol ont été élaborés dans le cadre des scénarios décrits ci-dessus, à l'aide des concentrations dans les boues et des taux de production basés sur des usines de traitement des eaux usées propres au site. La concentration estimée dans les biosolides variait de 0,012 mg/kg ps à 5,1 mg/kg ps, ce qui est bien au-dessus de la plage actuelle de concentrations de DP dans les biosolides déclarée en Amérique du Nord (de 0,009 à 0,050 mg/kg ps; consulter Environnement et Changement climatique Canada, 2015; Davis et al., 2012). Les CEE dans le sol ont été normalisées à 2 % de carbone organique (ECHA, 2010), et les valeurs obtenues variaient de 1,4 × 10^-4 à 0,059 mg/kg ps.

La dose journalière admissible (DJA) chez des espèces sauvages a été calculée pour la musaraigne consommant des organismes du sol (verres de terre) exposés au DP appliqué dans les sols au cours de l'épandage de biosolides en utilisant le modèle BASL4. En utilisant la concentration maximale prévue de DP dans les biosolides (5,1 mg/kg) et en supposant l'épandage sur le sol une fois par année pendant 10 ans (et une demi-vie de dégradation de 2 ans), la DJA obtenue est de 0,0716 mg/kg p.c. par jour. Cette valeur est jugée prudente étant donné que le modèle BASL4 ne tient pas compte du métabolisme dans son estimation.

La dose journalière admissible (DJA) chez des espèces sauvages a été estimée à partir de la DJA pour le vison d'Amérique (Mustela vison) et la loutre de rivière (Lontra canadensis) consommant du poisson, en suivant l'approche de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (1993). En calculant la DJA, une concentration tissulaire du touladi de 0,00085 mg/kw (ph), a été choisie pour représenter la concentration publiée moyenne la plus élevée du DP dans le biote canadien (Ismail et al., 2006), engendrant une CEE de 1,1 × 10^-4 (vison) à 1,2 × 10^-4(loutre) mg/kg p.c. par jour (voir Environnement et Changement climatique Canada [2015] pour les détails sur les données d'entrée modélisées pour le calcul de la DJA).

En plus de sources industrielles de DP, les produits commerciaux et de consommation peuvent représenter une source du DP dans l'environnement (notamment par la volatilisation et par la production de particules découlant de l'abrasion [BESC, 2004]). Bien qu'il n'existe pratiquement aucune donnée disponible dans la documentation qui quantifie les rejets provenant des produits, la présence de DP dans des échantillons de poussière (voir la section 10.1.1.2 sur la santé humaine), et les milieux de stations de traitement des eaux usées (influents, effluents, et boues d'épuration) (Kolic et al., 2009; Davis et al., 2012; LaGuardia et al., 2012), appuient le fait que la substance peut être rejetée à partir de produits (Davis et al., 2012). Quelques études font état des concentrations de DP au Canada ou en Amérique du Nord dans les effluents et les sous-produits de système de traitement des eaux usées (p. ex. boue/biosolides); toutefois, Kolic et al. (2009) ont signalé que les syn-DP et les anti-DP étaient détectés dans la boue recueillie dans une installation de traitement des eaux usées de la région de Toronto : environ 100 ng/g et de 10 à 100 ng/g pour les syn-DP et les anti-DP respectivement (valeurs lues à partir d'un graphique à échelle logarithmique). En ce qui concerne la poussière, un récent échantillonnage de l'air actif à grand débit en milieu semi-urbain à Toronto, au Canada, a permis de déterminer que le DP était l'un des produits ignifuges organiques les plus fréquemment détectés (Shoeib et al.2014), semblant ainsi indiquer des sources non ponctuelles de diffusion. De même, d'autres études au Canada ont attribué la détection de DP dans la poussière domestique aux produits de consommation contenant du DP, puisqu'aucune installation de fabrication de DP n'était située à proximité (p. ex. Zhu et al., 2007). Les concentrations médianes de DP dans la poussière se situaient au deuxième rang par rapport aux autres produits ignifuges bromés sans PBDE mesurés dans la récente Enquête sur la poussière domestique au Canada de 413 maisons (voir la section 10.1.1.2 sur la santé humaine), bien que la concentration médiane du DP était inférieure aux concentrations produits ignifuges à base de phosphates organiques dans la poussière dans le cadre de la même étude. Une concentration au 95e centile de 107,4 ng/g pour la poussière domestique canadienne a été déterminée pour cette évaluation (voir la section 10.1.1.2 sur la santé humaine), ce qui laisse entendre que le rejet du DP par cette voie est mesurable.

Même si des taux de rejets au cours de la durée de vie utile n'ont pas été déterminés pour le DP, une étude menée par Kemmlein et al. (2003) a déterminé un taux d'émission spécifique (TES) de 0,3 ng/m2/h pour le décaBDE (découlant d'un mélange d'octaBDE) au cours d'un essai de 105 jours sur un boîtier de téléviseur (23 °C). Un rapport de l'OCDE (2009) définit la volatilité potentielle dans l'atmosphère liée à la durée de vie utile pour des produits ignifuges organiques génériques présents dans des plastiques; cette volatilité est estimée à 0,05 % au cours de la durée d'utilisation pour l'utilisation intérieure et extérieure. Cependant, cette valeur générique pourrait être une surestimation pour une très faible volatilité de produit ignifuge organique comme le DP. On considère que des rejets environnementaux de la substance découlant de polymères plastiques par lessivage sont possibles, même s'ils devraient être faibles, étant donné que de nombreux produits définis comme contenant du DP n'entreront pas en contact avec l'eau de façon régulière (p. ex. produits électroniques). Le rejet potentiel de produits ignifuges organiques dans l'eau découlant de plastiques au cours de leur durée de vie utile est estimé à 0,05 % pendant la durée d'utilisation, si la substance est destinée à une utilisation intérieure, ou à 0,16% si la substance est destinée à une utilisation extérieure (OCDE, 2009a). La grande majorité des produits serait emmurée ou destinée à un usage intérieur, de sorte qu'un taux de rejet de 0,05 % serait plus probable (OCDE, 2009a). Un scénario commun pour le rejet diffus du DP provenant des produits commerciaux et de consommation au Canada a été déterminé, en supposant le taux de rejet à l'intérieur de 0,05 % par année sur la durée de vie utile d'après l'OCDE (2009a).. En utilisant la valeur maximale de la quantité d'importation pour le Canada en 2011 (10 000 kg), on a supposé que la quantité entière était utilisée dans les produits; engendrant un rejet évalué à 5 kg. Ce scénario comprend plusieurs hypothèses : les valeurs maximales provenant de plage d'importation, l'utilisation complète du DP dans les produits, la connaissance et la déclaration de toutes les utilisations dans les produits au Canada, la faible exposition dans l'eau sur la durée de vie utile et l'utilisation à l'intérieur.. Ce résultat laisse entendre qu'un rejet important de DP provenant de produits commerciaux et de consommation est improbable. Toutefois, le résultat du scénario est jugé très incertain.

Dans l'ensemble, les rejets issus de produits commerciaux et de consommation devraient être géographiquement dispersés et se propager pendant la durée de vie utile et la fin de vie utile de ces produits. Tandis que le scénario présenté ci-dessus peut fournir une estimation approximative du rejet dans l'environnement au cours de la durée de vie utile des produits commerciaux et de consommation, il y a une absence de données permettant de quantifier l'élimination de déchets solides de poussière et les rejets en fin de vie utile découlant de tous les articles manufacturés, y compris de sources non résidentielles.

9.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

9.3.1 Analyse des quotients de risque

Une analyse du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements liés à la substance, a été réalisée pour les sédiments et le sol ainsi que pour les espèces sauvages, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. On n'a pas mené d'analyse du quotient de risque pour le milieu aquatique en raison de la faible probabilité d'exposition du DP par l'eau et de données de toxicité aquatiques peu fiables. La valeur des RCC en milieu aquatique (mentionnée ci-dessus) laisse entendre une faible probabilité de létalité pour les organismes aquatiques au moyen de l'exposition par l'eau; toutefois, des effets sublétaux ne peuvent pas être écartés.

Les scénarios industriels propres au site présentés ci-dessus ont donné des CEE de 4,38 × 10^-8 à 2,85 × 10^-7 mg/L pour le DP total (plafonné à la limite d'hydrosolubilité). Cette valeur de CEE représente le niveau d'exposition dans les eaux réceptrices près du point de rejet. En utilisant la CEE en milieu aquatique pour déterminer les CEE à l'équilibre dans les sédiments, normalisées à 4 % de carbone organique, les valeurs de CEE dans les sédiments obtenues varient de 0,0015 à 0,010 mg/kg ps (ou de 1,5 à 10 µg/kg ps). Une concentration estimée sans effet (CESE) de 0,0171 mg/kg ps (17,1 µg/kg en poids sec) a été calculée à partir d'une étude de toxicité chronique des organismes vivant dans les sédiments marins pour l'analogue chlordane (voir la section sur les effets écologiques). Le quotient de risque obtenu (CEE/CESE) = de 0,09 à 0.57. Par conséquent, des dommages causés aux organismes vivant dans les sédiments sont improbables pour ces scénarios industriels, bien qu'à des valeurs de CEE plus élevées, le QR aborde un éventail de préoccupations possibles. En outre, si l'on considère la plage supérieure des concentrations de DP dans les sédiments mesurées dans le sud de la région des Grands Lacs, (p. ex. 2,23-586 µg/kg en poids sec pour les concentrations des sédiments de surface du lac Ontario dans les échantillons prélevés en 1998 (Sverko et al., 2008), le risque pour les organismes vivant dans les sédiments pourrait être plus élevé.

Selon une approche de quotient de risque semblable, les CEE dans le sol prévues découlant de l'épandage de biosolides (normalisées à 2 % de carbone organique) variaient de 1,4 × 10^-4 à 0,059 mg/kg ps. La CESE pour les organismes du sol (selon les valeurs de toxicité des plantes pour l'analogue mirex) est de 0,075 mg/kg ps (voir la section sur les effets écologiques). Les quotients de risque obtenu (CEE/CESE) variaient de 0,002 à 0,78. Il est peu probable que cette substance ait actuellement des effets nocifs sur les organismes vivant dans le sol pour ces scénarios. Cependant, il convient de noter que dans au moins un scénario, le quotient de risque est près de 1; par conséquent, un changement dans les facteurs contribuant à une CEE plus élevée dans le sol (p. ex. quantité utilisée beaucoup plus importante ou demi-vie de dégradation dans le sol supérieure aux 2 ans prévus), pourrait entraîner une possibilité de risque pour les organismes du sol.

Une DJA pour la faune a été calculée pour la musaraigne consommant des organismes du sol (vers de terre), en utilisant le modèle BASL4, qui calcule le DP dans le sol découlant de l'épandage de biosolides d'eaux usées sur les terres. En calculant la DJA, on a estimé la concentration maximale prévue de DP dans les biosolides (5,1 mg/kg), au cours d'une exposition de dix ans, engendrant une DJA de 0,0716 mg/kg p.c. par jour. La valeur toxicologique de référence (VTR) était de 1 179,8 mg/kg p.c. par jour (voir la section liée à l'évaluation des effets sur l'environnement). Le quotient de risque (DJA/VTR) obtenu est de 6,1 × 10^-5 pour la musaraigne, ce qui indique que même avec des hypothèses prudentes, les concentrations actuelles de DP dans le biote canadien sont peu susceptibles de dépasser les seuils d'effets mineurs (Tableau 9­6).

Une DJA pour les piscivores fauniques a été calculée pour le vison (Mustela vison) et la loutre de rivière (Lontra canadensis) consommant du poisson, en suivant l'approche de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (1993). Une concentration tissulaire du touladi de 0,00085 mg/kw (ph), a été choisie pour représenter la concentration publiée moyenne la plus élevée du DP dans le biote canadien (Ismail et al., 2006), engendrant une DJA de 1,1 × 10^-4 (vison) à 1,2 × 10^-4 (loutre) mg/kg p.c. par jour (voir la documentation à l'appui, Environnement et Changement climatique Canada [2015] pour les détails sur les données d'entrée modélisées pour le calcul de la DJA). Les valeurs toxicologiques de référence (VTR) étaient de 376,9 (vison) et 228,8 (loutre) mg/kg p.c. par jour (voir la section liée à l'évaluation des effets sur l'environnement). Les quotients de risque (DJA/VTR) obtenus sont de 2,93 × 10^-7 pour le vison et 5,08 × 10^-7 pour la loutre, ce qui indique que même avec des hypothèses prudentes, les concentrations actuelles de DP dans le biote canadien sont peu susceptibles de dépasser les seuils d'effets mineurs (dans une marge d'erreur supérieure à 10 000 fois) (Tableau 9­6).

9.3.2 Examen des éléments de preuve et conclusion

Le DP devrait être persistant dans l'eau, le sol et les sédiments. On prévoit que le DP a un potentiel de bioaccumulation modéré à élevé, et on constate que la substance est répandue dans le biote à des concentrations élevées (p. ex. jusqu'à supérieur(e) à 100 µg/kg en poids sec), ce qui laisse entendre qu'on est en présence de bioaccumulation. Bien qu'il y ait une faible quantité d'importation du DP au Canada, certaines régions du Canada (région des Grands Lacs) se caractérisent par des concentrations élevées de DP dans l'environnement, possiblement attribuables à la proximité des sources de fabrication du DP dans la Région des Grands Lacs (p. ex. Niagara Falls, New York). Le DP est une substance produite en grande quantité aux États-Unis, et par conséquent, le transport du DP dans l'environnement peut se produire du nord des États-Unis au Canada, engendrant ainsi une exposition et des risques plus élevés pour les organismes canadiens dans certaines régions du Canada (c.-à-d., le sud des Grands Lacs, que ceux prévus par certaines estimations de l'exposition fondées sur l'utilisation canadienne. Compte tenu de ces renseignements, ainsi que des renseignements disponibles sur ses utilisations, il existe un potentiel de rejet dans l'environnement au Canada. Une fois rejeté dans l'environnement, le DP se retrouvera principalement dans les sédiments et le sol, où il est susceptible de persister pendant de longues périodes. Selon des mesures prises dans des régions éloignées et des résultats de la modélisation, le DP, par adsorption aux particules, présente également un potentiel de transport à grande distance et de dépôt dans des zones éloignées.

On manque d'études sur l'écotoxicité du DP. Les analogues d'écotoxicité du DP utilisés dans cette évaluation, soit le chlordane et le mirex, démontrent le potentiel de toxicité pour les organismes vivant dans les sédiments et les organismes terrestres. Cependant, étant donné que ces substances sont plus biodisponibles que le DP, elles sont prudentes et représentent des analogues plus toxiques pour déterminer les CESE. En utilisant ces CESE prudentes, on prévoit que le risque d'effets nocifs fondé sur les quantités actuelles d'importation de DP soit faible (bien que l'on envisage un risque pour les organismes vivant dans le sol dans un scénario). Cependant, en raison de la possibilité d'exposition provenant des sources de DP dans la Région des Grands Lacs, et de l'incertitude liée aux augmentations potentielles de l'utilisation du DP au Canada (p. ex., en tant que produit ignifuge de remplacement au décaBDE dans une variété d'applications de substances ignifuges pour les fils électriques et les câbles, les automobiles, les matériaux en plastique pour la toiture et les connecteurs en plastique dur), il faut faire preuve de prudence.

En outre, bien que les autres analogues « liés au déchlorane » (p. ex. Déchlorane 602, Déchlorane 603, Déchlorane 604, CP) ne soient pas évalués dans cette évaluation, en considérant leur détection dans l'environnement canadien et dans le biote à des concentrations dans la plage du DP (ou dans certains cas, à des concentrations plus élevées), le potentiel d'effets cumulatifs de substances semblables au « Déchlorane Plus » doit être pris en considération. Les composés liés au DP comprennent aussi les impuretés formées par réactions secondaires dans le cadre de la synthèse du DP (p. ex., 1,4-DP, VCH-DP, 1,3- DPMA, 1,5-DPMA) (Sverko et al., 2010). On manque de renseignements sur la production, les applications, les propriétés physiques et chimiques, et la toxicité pour toutes ces substances, mais des études initiales indiquent qu'elles peuvent avoir des caractéristiques de P et de B semblables au DP (Sverko et al., 2011).

Ces renseignements indiquent que le DP peut causer des effets écologiques nocifs au Canada.

9.3.3 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Un manque de données empiriques et une dépendance sur la modélisation contribuent à plusieurs sources d'incertitude pour l'évaluation écologique du DP. L'estimation des données relatives aux propriétés physiques et chimiques a largement nécessité l'utilisation des modèles RQSA et bien que des tentatives ont été effectuées afin que ces propriétés soient cohérentes sur le plan interne, la substance peut être problématique pour la modélisation en raison de sa nature très hydrophobe. Par conséquent, on observe un niveau de confiance modéré concernant les propriétés qui influencent la biodisponibilité et l'absorption (p. ex. coefficients de partage), particulièrement celles utilisées pour une exposition et une modélisation de la toxicité supplémentaires (c.-à-d. log K_oe).

On sait avec un degré élevé de certitude que le DP est très stable dans l'environnement, notamment en raison de son long temps de séjour et qu'il se bioaccumulera dans les organismes au moyen d'expositions par le réseau trophique ou du contact direct avec le sol ou les sédiments au lieu de l'eau.

Des données empiriques limitées sur le FBA entraînent l'utilisation de modèles de bilan massique pour les renseignements à l'appui. Ces modèles sont très sensibles aux erreurs de log K_oe, aux erreurs du taux de métabolisme et à l'efficacité de l'assimilation alimentaire. La modélisation du FBA est alors considérée avec un niveau de confiance faible à modérée.

Les estimations de la CEE dans le sol et les sédiments sont fondées sur un modèle de bilan massique. Plusieurs paramètres de modèle sont connus pour être variables (facteurs d'émission, taux d'élimination aux stations de traitement des eaux usées, absorption par les boues, limites de rejets) et contribueront ainsi à une plage de concentrations environnementales estimées (CEE). Il est difficile de quantifier l'incidence de l'incertitude de ces paramètres sur les estimations de CCE dans le sol, puisqu'il n'y a pas de données fiables de surveillance canadienne provenant des sources d'émission du champ proche. Par conséquent, des estimations prudentes de CEE sont utilisées pour une autre analyse de l'exposition pour la faune, mais dans l'ensemble, il y a un niveau de confiance faible à modéré à l'égard des scénarios d'émission utilisés pour produire des valeurs de CEE.

Des scénarios d'exposition ont été élaborés pour des analyses de risque selon les meilleurs renseignements disponibles, et ils sont considérés comme suffisamment prudents pour caractériser les risques potentiels associés aux rejets provenant de l'utilisation de DP dans l'environnement canadien. Même avec des hypothèses prudentes sur les quantités de DP utilisées à des sites industriels, les quotients de risque étaient bien inférieurs à 1 pour les sédiments et la plupart des scénarios relatifs au sol, ce qui indique peu ou pas de risque pour ces organismes. Cependant, le quotient de risque a presque atteint 1 pour au moins un scénario du sol (quotient de risque = 0,78). L'incertitude dans ce scénario est liée aux facteurs décrits dans les estimations de CEE dans le sol ci-dessus.

On dispose de peu de renseignements caractérisant les rejets potentiels découlant de produits utilisés et survenant pendant l'élimination ou le recyclage en fin de vie utile. En outre, des incertitudes existent à l'égard de la quantité de produits utilisés. Bien qu'un scénario d'exposition générale était élaboré, et laissait entendre de faibles quantités de rejets susceptibles de dispersion du DP provenant des produits commerciaux et de consommation, cet élément de l'évaluation représente une zone d'incertitude de l'exposition d'organismes au DP dans le Canada.

En outre, le DP est une substance produite en grande quantité aux États-Unis; par conséquent, le transport du DP dans l'environnement peut se produire du nord des États-Unis au Canada, engendrant ainsi une exposition plus élevée pour les organismes canadiens que celle déterminée par certaines estimations d'exposition fondées sur l'utilisation actuelle du DP au Canada. En raison de l'incertitude relative aux niveaux d'exposition du DP au Canada, une surveillance de suivi est recommandée.

Une zone importante d'incertitude est liée aux lacunes dans les données concernant la toxicité du DP pour les organismes benthiques et les organismes terrestres. Les options d'analogues sont limitées pour le DP, étant donné que l'on manque de données sur l'écotoxicité pour le sol et les sédiments dans le cas des analogues chimiques les plus similaires au DP. L'utilisation du chlordane et du mirex en tant qu'analogues pour la toxicité est traditionnelle, car ils sont considérés comme davantage biodisponibles que le DP. Malgré des modes d'action prévus semblables, les substances analogues ne sont pas des données déduites à partir d'analogues à raison de 1:1 pour la similarité avec le DP; en conséquence, les différences en matière de toxicité entre le DP et ces analogues sont probables. Toutefois, les études de toxicité pour ces analogues datent de plusieurs dizaines d'années et les détails sont limités, contribuant à l'incertitude des résultats de l'étude. On observe un niveau de confiance faible à modéré concernant les données de toxicité dans le sol et les sédiments dans le cadre de cette évaluation.

Des données limitées à court terme de toxicité avec doses multiples administrées par voie orale chez les mammifères étaient disponibles pour le DP dans le cadre de l'évaluation de toxicité de la faune. Par conséquent, on observe un niveau de confiance modéré concernant les données de toxicité chez les mammifères utilisées pour l'évaluation de la faune.

Enfin, bien que l'évaluation des substances « liées au déchlorane » (p. ex. Déchlorane 602, Déchlorane 603, Déchlorane 604, etc. décrits dans la section 2.2 de l'identité de la substance) soit au-delà de la portée de l'évaluation préalable actuelle, les données pour les concentrations des milieux naturels et du biote, ainsi que les données pour le devenir, le comportement et la toxicité (y compris le potentiel d'exposition cumulative et les effets avec le DP) sont importantes pour comprendre la similarité de ces substances par rapport au DP.

Haut de la page

10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

10.1 Évaluation de l'exposition

La présente évaluation d'exposition se fonde sur l'exposition totale des isomères du DP (c.-à-d. les expositions combinées aux isomères d'anti-DP et de syn-DP). Par conséquent, il n'y a que la somme des isomères de DP qui est déclarée et utilisée pour calculer les estimations de l'absorption du DP.

10.1.1 Milieux naturels et aliments

En raison de ses très faibles hydrosolubilité et tension de vapeur, le DP devrait se répartir principalement dans les particules, la poussière et les sédiments lorsqu'il est rejeté dans l'environnement. Le DP est défini comme ayant une capacité de sorption élevée, s'adsorbant notamment aux particules dans l'air (voir la section 8).

La population canadienne peut être exposée au DP présent dans l'air, la poussière, le sol, les sédiments, l'eau et les aliments, incluant le lait maternel. Des estimations prudentes d'une dose journalière de DP sont présentées à l'annexe C. Pour tous les groupes d'âge, la principale contribution à la dose journalière estimée provenait de l'alimentation, suivie par l'ingestion de poussière et l'inhalation de particules dans l'air. L'exposition du DP par ingestion d'eau et de sol s'est avérée très faible et a été jugée négligeable. L'estimation la plus élevée d'apport quotidien était de 8,2 ng/kg p.c.par jour pour les jeunes enfants (de 0,5 à 4 ans).

10.1.1.1 Air ambiant

Le DP a fait l'objet d'un suivi dans l'air ambiant au Canada et ailleurs (voir la section 7). Hoh et al. (2006) ont été les premiers à signaler la présence de DP dans l'environnement en 2004 dans des sites du Réseau de mesure des dépôts atmosphériques (RMDA) le long des Grands Lacs, où le DP était souvent détecté (supérieur(e) à 90 %) dans l'air extérieur. Les concentrations de DP dans un site canadien (site de Point Petre, un site rural) ont été mesurées jusqu'à 21 pg/m³ (n = 12). Toutefois, les concentrations de DP étaient les plus élevées (maximum de 490 pg/m³) dans le site (population : 10 000) de Sturgeon Point, New York (NY), avec une valeur médiane de 2,5 pg/m³. Les auteurs ont constaté que les concentrations élevées à Sturgeon Point, un site relativement rural, étaient possiblement associées aux émissions provenant de l'installation de fabrication de DP située à proximité de Niagara Falls, NY (Hoh et al., 2006). D'autres études du RMDA ont été publiées depuis 2006 et ont aussi constaté des niveaux accrus de DP dans le site de Sturgeon Point (Venier et Hites, 2008; Salamova et Hites, 2011; Venier et al., 2015). Salamova et Hites (2011) n'ont pas observé de changement important relatif aux concentrations atmosphériques du DP de 2005 à 2009; toutefois, les auteurs ont observé une augmentation considérable de la concentration de DP avec l'augmentation de la distance de la fabrique à Niagara Falls (NY) (Salamova et Hites, 2011).

Dans une étude distincte de surveillance de la qualité de l'air dans la Région des Grands Lacs, menée par Environnement et Changement climatique Canada (période allant de 2008 à 2010), les concentrations les plus élevées de DP ont été mesurées allant jusqu'à 340 pg/m³ dans les échantillons (n = 30) prélevés dans un site de l'île Burnt, en Ontario (Hung et al., 2014).

Deux études récentes de surveillance de la qualité de l'air ambiant menée à Toronto, au Canada, ont montré que le DP était souvent détecté (supérieur(e) à 90 %), et les concentrations étaient mesurées jusqu'à 7,5 pg/m³ (n=70) pour les échantillons prélevés entre 2010 et 2012 (Diamond et al., 2013; Shoeib et al., 2014).

En plus de la surveillance canadienne dans la région des Grands Lacs, le DP a aussi été surveillé à Alert, au Nunavut, un emplacement éloigné dans l'Extrême-Arctique canadien (Xiao et al., 2012), et le lieu habité le plus au nord de la planète (Iqaluit, 2010), où les concentrations allaient jusqu'à 2,1 pg/m³ dans les échantillons (n=14) prélevés en 2006-2007, indiquant que le DP peut avoir fait l'objet de transport atmosphérique à grande distance (voir la section 8.1.1).

La concentration maximale de 340 pg/m³ mesurée au Canada dans la Région des Grands Lacs par Environnement et Changement climatique Canada (Hung et al. 2014) a été choisie pour calculer l'apport quotidien de DP dans l'air ambiant pour la population canadienne. Cette valeur est beaucoup plus élevée que celle des autres emplacements canadiens (p. ex. Hoh et al., 2006; Shoeib et al., 2014) et est semblable aux concentrations les plus élevées mesurées dans le site de Sturgeon Point par le RMDA (Hoh et al. 2006) près d'une source ponctuelle. Ces estimations devraient représenter les expositions de la population générale, y compris les populations du Nord, étant donné les faibles niveaux mesurés dans le Nord canadien (i.e., Xiao et al., 2012).

10.1.1.2 Air intérieur

On n'a relevé aucune étude sur la surveillance du DP dans l'air intérieur au Canada.

Cequier et al. (2014) ont étudié la présence du DP et de 36 autres produits ignifuges dans les ménages norvégiens (n = 48) et les salles de classe de deux écoles primaires (n = 6). Des isomères du DP ont été détectés dans 4 % des échantillons résidentiels, mais n'ont pas été détectés dans les salles de classe de l'école. Les concentrations mesurées dans les salons variaient de concentrations non détectées (limite de détection de la méthode non précisée) à 15 pg/m³(somme des valeurs maximales isomériques individuelles). On a déterminé une autre étude en Europe qui mesurait le DP dans un nombre limité d'échantillons d'air intérieur (n=3) (environnement intérieur précis non indiqué) en 2009 provenant de la Norvège; toutefois, le DP n'a pas été détecté (limite de détection de 16 pg/m³) (TemaNord, 2011). Par conséquent, la concentration de la limite supérieure de DP a été choisie pour l'air ambiant (c'est-à-dire la concentration maximale de 340 pg/m³ mesurée dans la Région des Grands Lacs par Environnement et Changement climatique Canada [Hung et al. 2014]), a été choisie pour calculer l'apport quotidien de DP dans l'air intérieur pour la population générale.

10.1.1.3 Poussière

Le DP est omniprésent dans la poussière domestique selon sa fréquence de détection élevée dans plusieurs études canadiennes et internationales sur la poussière domestique (annexe D).

Le DP a été inclus dans l'étude de référence canadienne des produits ignifuges halogénés des échantillons de poussière domestique (n = 413) prélevés en 2007 et 2008 dans diverses villes canadiennes dans le cadre de l'Enquête sur la poussière domestique au Canada (EPDC) [données préliminaires de l'EPDC; Kubwabo et al., manuscrits en cours de rédaction, Bureau de la science de la santé environnementale et de la recherche, Santé Canada, source non citée, du 21 novembre 2013]. Le DP été détecté dans 94 % des échantillons, et les concentrations variaient de concentrations non détectées (limite de détection de la méthode = 1,53 ng/g) à 2 508 ng/g, avec une concentration médiane et une concentration au 95^e centile de 11,5 ng/g et de 107,4 ng/g, respectivement.

Le DP a aussi été détecté (supérieur(e) à 90 %; n=20) dans les échantillons prélevés en 2012 dans la région du Grand Toronto (RGT), en Ontario, où les concentrations varient de « non détectées » (limite de détection = 4 ng/g) à 170 ng/g, avec une moyenne de 34,5 ng/g (Diamond et al., 2013). Le DP a été détecté dans tous les échantillons de poussière domestique prélevés durant 2007-2008 provenant des maisons (n=116) à Vancouver, au Canada (Shoeib et al., 2012). Les échantillons ont été prélevés dans les maisons des participantes de l'étude CHiRP (Chemicals, Health and Pregnancy. Les concentrations de DP dans cette étude variaient de « non détectées » (limite de détection = 0,8 ng/g) à 354 ng/g avec une médiane de 6,8 ng/g et une valeur du 95^e centile de 57,7 ng/g (Shoeib et al., 2012). Dans une étude distincte, le DP a aussi été détecté dans tous les échantillons de poussière prélevés chez les ménages canadiens à Ottawa (Ontario) en 2002-2003 (n=69) à des concentrations variant de 2,3 à 182 ng/g, à l'exclusion d'un échantillon mesuré à une concentration de 5 683 ng/g qui ne pouvait pas être expliqué selon les réponses du questionnaire (Zhu et al., 2007). La médiane et la concentration du 95^e centile pour cet ensemble d'échantillons étaient de 14 et de 121 ng/g, respectivement. Étant donné qu'il n'y avait pas d'installation de fabrication de DP situé à proximité d'Ottawa, les auteurs ont constaté que la détection de DP dans la poussière domestique était probablement attribuable aux produits de consommation contenant du DP.

On a aussi constaté que le DP était omniprésent dans la poussière domestique aux États-Unis, et les concentrations sont généralement semblables à celles mesurées au Canada. Le DP a été détecté dans tous les échantillons prélevés sur les surfaces des pièces habitées de 16 maisons en Californie en 2006 et en 2011, avec des concentrations allant de 3 à 47 ng/g (médiane allant jusqu'à 10 ng/g) (Dodson et al., 2012). Le DP a aussi été détecté dans tous les échantillons de poussière (n=38) prélevés en 2002-2003 dans les aspirateurs des maisons de Boston, au Massachusetts, où les concentrations de DP allaient jusqu'à 111,5 ng/g, avec une médiane de 13,1 ng/g (Johnson et al., 2013).

Le DP a aussi été ciblé aux fins d'analyse de la poussière des cabines d'avion. Allen et al. (2013) ont échantillonné la poussière provenant de 19 aéronefs commerciaux fabriqués entre 1986 et 2003 par Boeing, Airbus, Canadair Regional, McDonell Douglas ou Embraer. Les échantillons de poussière ont été prélevés dans 19 aéronefs, dont l'un d'entre eux a fait l'objet d'un échantillonnage deux fois, pour un total de 40 échantillons, bien que l'année d'échantillonnage et le site de l'aéroport n'ont pas été précisés. Le DP a été détecté dans 100 % des échantillons. Pour la poussière prélevée dans les tapis d'avion, les concentrations de DP variaient de 132 à 13 700 ng/g avec une médiane de 440 ng/g, tandis que pour la poussière prélevée dans les évents d'aération, les concentrations de DP variaient de 65 à 11 800 ng/g avec une médiane de 460 ng/g (Allen et al., 2013).

La concentration de DP au 95^e centile (107,4 ng/g) de l'étude de base canadienne a été choisie pour calculer les estimations d'absorption de DP par ingestion de poussière pour la population générale du Canada. Bien que les concentrations dans certains environnements (p. ex aéronefs) puissent être plus élevées, l'ampleur générale de ces expositions (fréquence et durée) devrait être inférieure à celle des estimations prudentes d'exposition quotidienne selon la poussière domestique pour la population générale du Canada.

10.1.1.4 Sol et sédiments

On n'a recensé aucune donnée de surveillance du DP dans le sol au Canada (voir la section 7). Cependant, plusieurs études ont fait un suivi du DP dans les sédiments dans la région des Grands Lacs (Sverko et al., 2008; Sverko et al., 2010; Shen et al., 2010; Shen et al., 2011). Par exemple, le DP a été détecté dans tous les échantillons des sédiments de surface prélevés dans les Grands Lacs de 2001 à 2007. Les concentrations du DP total variaient de 0,014 à 110 ng/g ps, et les concentrations les plus élevées étaient associées au lac Ontario (Shen et al., 2010).

Une concentration environnementale estimée (CEE) maximale de DP dans le sol de 59 000 ng/g ps(0,059 mg/kg ps) a été estimée pour l'épandage de biosolides sur un champ agricole à l'aide de méthodes prudentes (voir la section 9.2.1). Étant donné qu'aucune étude appropriée ou pertinente de suivi du DP dans le sol n'a été relevée, la CEE maximale dans le sol (59 000 ng/g ps) a été retenue pour calculer les estimations de la limite supérieure de l'absorption provenant de l'ingestion de sol pour la population canadienne.

10.1.1.5 Eau potable

Aucune étude sur la concentration de DP dans l'eau potable n'a été relevée au Canada ou ailleurs. Toutefois, le DP a fait l'objet d'un suivi dans l'eau de surface au Canada et ailleurs (voir la section 7). Les études de surveillance des Grands Lacs ont montré que les concentrations de DP sont les plus élevées, jusqu'à 14 pg/L, dans le lac Ontario en faisant un suivi de la période allant de 2005 à 2012 (Muir et al. 2011 et 2014; Venier et al., 2014). Étant donné qu'aucune donnée sur l'eau potable n'était disponible, l'exposition à ces substances dans l'eau potable a été caractérisée à l'aide des données de suivi de l'eau de surface. La limite supérieure d'absorption quotidienne du DP pour la population générale du Canada était fondée sur la concentration la plus élevée de DP (seulement la moyenne déclarée; 14 pg/L), mesurée dans le lac Ontario (Venier et al., 2014). L'utilisation de la limite supérieure des concentrations dans les eaux de surface est considérée comme un substitut prudent pour estimer l'exposition provenant de l'eau potable, étant donné qu'aucune élimination du traitement de l'eau potable n'est prise en considération.

10.1.1.6 Aliments

Aucune étude sur la concentration de DP dans les aliments mis en marché n'a été relevée au Canada. Toutefois, le DP a été récemment mesuré dans trois catégories d'aliments pour bébés (préparation, céréales, et purée) achetés aux États-Unis et en Chine en 2013 (Liu et al., 2014). Les concentrations de DP dans la préparation (n=12), dans les céréales (n=15) et dans la purée (n=8) provenant des États-Unis ont été mesurées jusqu'à 83,2, 427 et 23,6 pg/g ph, respectivement. Les concentrations de DP dans la préparation (médiane de 16 pg/g poids frais) étaient plus importantes que celles récemment déclarées pour le lait maternel (médiane de 1,6 pg/g poids frais) provenant des femmes allaitantes au Canada (Zhou et al., 2014; concentrations de poids humide obtenues à partir d'une communication personnelle avec le Bureau de la science et de la recherche en santé environnementale, Santé Canada, daté du 15 mai 2014; voir la section 10.1.1.7). Il est à noter que la concentration maximale d'échantillon de céréales (427 pg/g ph) prélevé aux États-Unis était le deuxième total de DP le plus élevé dans l'étude de Liu et al. (2014). Selon les analyses des aliments et de l'emballage, les auteurs ont conclu qu'il était improbable que les échantillons étaient contaminés à partir de leur emballage. Les auteurs ont plutôt laissé entendre que les produits alimentaires crus peuvent avoir été contaminés ou qu'ils ont été contaminés durant la production (Liu et al., 2014). De la même manière, dans une étude distincte du panier de consommation menée au Japon, la substance était présente dans quatre groupes d'aliments (c.-à-d. sucre et produits de confiserie; légumes et leurs produits; poisson, mollusques et crustacés et leurs produits; viande et œufs) à des concentrations variant de 1,5 à 3,3 pg/g ph (Kakimoto et al. 2014). Les auteurs ont constaté que la contamination pouvait provenir de matières premières comme le blé et le sucre ou découler du processus de fabrication des produits de confiserie (Kakimoto et al., 2014). Les concentrations dans le poisson mesurées dans la même étude japonaise étaient inférieures aux niveaux signalés par Ismail et al.(2009) pour le touladi du lac Ontario. Dans une étude antérieure, le DP a été mesuré chez le flétan du Groenland (0,44 ng/g) commercialisé aux fins de consommation japonaise (Kakimoto et al., 2012). Enfin, une étude précédente a laissé entendre que les légumes, les grains, et le poisson provenant d'une zone polluée par le DP de la Chine étaient très contaminés par le DP, avec des concentrations totales de DP variant de 56,8 pour la loche à 2 700 pg/g pour les oignons verts (Hoh et al., 2006).

Le DP a été signalé dans le biote au Canada, et plusieurs études ont indiqué la détection de DP chez les poissons dans la région des Grands Lacs (Hoh et al., 2006; Shen et al., 2010; Ismail et al., 2009; Muir et al., 2011; Muir et al., 2014). Les concentrations les plus élevées étaient associées à des échantillons archivés de touladi prélevés dans le lac Ontario de 1979 à 2004. Les concentrations moyennes de DP ont atteint leur sommet en 1988 à 7,2 ng/g pl (0,85 ng/g ph), et ont diminué au cours des années suivantes à 2,3 ng/g pl (0,31 ng/g ph) en 2004 (Ismail et al., 2009). En revanche, dans une étude distincte, les concentrations de DP ont varié de 0,14 à 0,91 ng/g pl dans les échantillons archivés de doré jaune prélevés de 1980 à 2000 dans le lac Érié, aux États-Unis, et n'ont pas indiqué d'augmentation ou de diminution au fil du temps (Hoh et al., 2006). Le suivi des échantillons de poissons contenant du DP prélevés dans le lac Winnipeg entre 2000 et 2003 par Tomy et al. (2007) a indiqué des concentrations moyennes de DP de 0,054 ng/g pl chez le grand corégone, de 0,430 ng/g pl chez les moules, de 0,450 ng/g pl chez la lotte, et de 0,816 ng/g pl chez la laquaiche aux yeux d'or (n=5 pour chaque espèce). Récemment, Houde et al. (2014) ont signalé que le DP n'était pas détecté dans les homogénats du corps entier des échantillons de perchaude du fleuve Saint-Laurent (Québec).

Quant à la surveillance du DP dans les régions du Nord, le DP n'a pas été détecté (limite de détection non indiquée) dans la graisse de béluga (Shen et al., 2012), et dans la majorité des échantillons de muscle et de foie des poissons analysés dans les pays nordiques (TemaNord, 2011). Le DP a été mesuré dans des foies de poissons de Norvège (Schlabach et al., 2011), dans des moules bleues d'Islande (Schlabach et al., 2011), des perchaudes de Finlande (TemaNord, 2011) et des flétans du Groenland (Kakimoto et al., 2012); toutefois, les concentrations étaient généralement sous la valeur de limite supérieure (7,2 ng/g pl) mesurée dans le touladi du lac Ontario (Ismail et al., 2009). Le DP n'a pas été détecté dans le caribou dans une étude du réseau trophique dans l'Arctique canadien (communication personnelle, Division de la recherche sur les contaminants aquatiques, Environnement et Changement climatique Canada, octobre-novembre 2014; source non citée).

Les estimations d'absorption quotidienne de DP pour la population générale liée à la consommation de préparations pour nourrissons, de produits céréaliers, de plats préparés et de soupes étaient fondées sur les concentrations maximales dans les préparations pour nourrissons, les céréales et les purées mélangées, respectivement, mesurées dans des échantillons achetés en 2013 dans des magasins aux des États-Unis (Liu et al., 2014). Les estimations d'absorption quotidienne de DP lié à la consommation de poissons étaient fondées sur les concentrations maximales de 11 ng/g pl (ou 1,6 ng/g ph) mesurées dans le touladi du lac Ontario (Ismail et al., 2009). Cette concentration est jugée appropriée pour calculer la limite supérieure d'absorption pour la population générale du Canada en supposant que le DP est présent à cette concentration dans 100 % des poissons, des mollusques, des crustacés et des aliments connexes. Bien que certaines populations nordiques au Canada puissent consommer de plus grandes quantités de fruits de mer ou de gibier selon la saison, cette estimation est jugée suffisamment prudente pour tenir compte de cette variabilité.

10.1.1.7 Lait maternel

La biosurveillance du DP dans le lait maternel a été signalée au Canada (c'est-à-dire, Siddique et al., 2012; Zhou et al., 2014) et en Chine (Ben et al., 2013; annexe E). Le DP a été détecté supérieur(e) à 85 % des échantillons de lait maternel (n = 87) recueillis dans deux villes canadiennes : Kingston, Ontario (n = 39; prélevés en 2003-2004) et Sherbrooke, Québec (n = 48; prélevés en 2008-2009). Les concentrations de DP dans les échantillons de Kingston variaient de « non détectées » (limite de détection = 0,05 ng/g) à 6,4 ng/g pl, et de « non détectées » à 8,0 ng/g pl dans les échantillons de Sherbrooke. La concentration médiane pour les échantillons de la cohorte de Kingston était de 0,74 ng/g pl et celle du 95^e centile était de 3,4 ng/g pl. Les concentrations médianes du 95e centile pour la cohorte de Sherbrooke étaient de 0,58 ng/g et de 2.1 ng/g pl (Siddique et al., 2012).

Plus récemment, le DP a été détecté dans 55 % des échantillons de lait maternel prélevés en 2008-2009 à partir d'une cohorte distincte plus importante (n = 105) de femmes allaitantes de Sherbrooke, Québec (Zhou et al., 2014). Dans cette étude, les concentrations de DP variaient de « non détectées » (limite de détection = 0,010 ng/g) à 15 ng/g pl avec une concentration médiane de 0,074 ng/g pl et du 95e percentile de 3,5 ng/g pl. Une limite de cette étude comprenait le moment non enregistré de l'échantillonnage – l'échantillonnage de chaque sujet a pu avoir lieu à partir de l'accouchement jusqu'à six mois après (Zhou et al., 2014). Le DP a également été mesuré dans le lait maternel d'autres mères résidant à proximité et à distance d'activités de recyclage de déchets électroniques en Chine (Ben et al., 2013). Les concentrations de DP chez des mères résidant à proximité de zones de déchets électroniques (médiane de 4,46 ng/g pl; n = 44) étaient supérieures à celles des mères résidant à distance de ces zones (médiane de 2,19 ng/g pl; n = 44) (Ben et al., 2013); les concentrations dans les deux zones étaient supérieures à celles qui ont été déclarées dans les études canadiennes.

L'estimation de l'exposition alimentaire quotidienne a été obtenue d'enfants allaités en fonction d'une concentration du 95^e centile de 0,19 ng/g ph (convertie à 0,06 µg/L de lait entier selon une densité du lait maternel de 1,03 g/mL) chez des participants de Sherbrooke, Québec (Zhou et al.2014; les concentrations de ph ont été obtenues d'une communication personnelle avec le Bureau de la science et de la recherche en santé environnementale, Santé Canada, en date du 15 mai 2014).

10.1.2 Produits de consommation

Le DP est un additif ignifuge utilisé pour traiter plusieurs polymères servant à diverses des applications comme les revêtements de fils électriques, les connecteurs de télévisions et d'ordinateurs en plastique dur, les décorations en plastique et les matériaux de toiture (Weil et Levchik 2004; Oxychem 2004; voir la section 5), et l'on peut raisonnablement s'attendre à ces utilisations au Canada. Au Canada, les utilisations confirmées de DP comprennent la construction d'automobiles, notamment dans les ensembles de capteurs (ECCC 2013-2014). La concentration de DP dans les plastiques varie de 8 % dans le polyéthylène téréphtalate (PET) à 40 % dans le caoutchouc de silicone (OxyChem, 2007).

Le DP n'a pas été détecté dans des produits de consommation à l'intention des enfants, comme des jouets, qui mènerait à une exposition fréquente chez ceux-ci. En outre, dans le cadre d'analyses préliminaires menées par Santé Canada, on n'a pas décelé de DP (limite de dosage de 0,3 %) dans 39 sous-échantillons prélevés de 23 articles manufacturés pour enfants (p. ex. chaises en mousse, coussins d'allaitement, jouets, etc.) achetés dans des magasins de détail à Ottawa, en Ontario, en janvier et en mai 2014 (Santé Canada, 2014). Bien que l'on ait observé des enfants mettre dans leur bouche différents objets non destinés à cet usage, y compris des produits électriques et électroniques, la fréquence et la durée du mâchonnement de ces objets ne devraient pas être plus importantes que celles qui découlent du fait de mettre dans la bouche des jouets ou d'autres articles manufacturés pour les enfants (Juberg et al. 2001).

En tant que qu'additif ignifuge, le DP peut être rejeté par abrasion de polymères traités; toutefois, les rejets attribuables à la lixiviation ou à la migration devraient être limités aux propriétés physiques et chimiques de cette substance. En raison de la basse tension de vapeur du DP, l'exposition par inhalation devrait être faible. L'hydrosolubilité négligeable du DP limite également le potentiel de transfert ou de migration par l'eau, la transpiration ou la salive. D'après les renseignements actuels concernant le profil d'utilisation et les propriétés physiques et chimiques du DP, le potentiel d'exposition de l'ensemble de la population canadienne à cette substance par des articles manufacturés, y compris des véhicules, est faible. Par conséquent, les estimations de l'exposition n'ont pas été calculées. De plus, toute exposition par des articles manufacturés devrait être prise en compte indirectement dans les estimations de l'exposition au DP par l'air intérieur et la poussière (voir les sections 10.1.1.2 et 10.1.1.3).

10.1.3 Biosurveillance

En plus du lait humain (section 10.1.1.7), le DP a été mesuré dans plusieurs matrices biologiques, y compris le sérum sanguin, le tissu placentaire et le sérum du cordon ombilical (annexe F).

Au Canada, des isomères du DP ont été détectés dans la majorité (87 %; LD 0,12 ng/g pl) des échantillons de sérum sanguin maternel (n = 102) prélevés en 2008-2009 chez des mères après l'accouchement, à Sherbrooke, Québec (Zhou et al., 2014). Les concentrations de DP dans le sérum variaient de « non détectées » (limite de détection = 0,08 ng/g pl) à 81 ng/g pl, avec une concentration médiane de 2,4 ng/g pl et du 95e centile de 31,6 ng/g pl. Le ratio des deux isomères de DP trouvés dans des échantillons de sérum humain, calculés comme anti/(anti + syn), a été de 0,8, ce qui est similaire au ratio déclaré dans le mélange technique de DP.

En Europe, le DP a également été fréquemment détecté (94 %; limite de dosage de 0,16 ng/g pl) à partir d'une banque de 46 échantillons de sérum prélevés en France (Brasseur et al., 2014), ainsi que dans des échantillons de sérum prélevés chez 46 femmes en Norvège qui ont participé à une étude de cohorte mère-enfant (aucun échantillon n'a été prélevé chez les enfants) (Cequier et al., 2015). Des échantillons de sérum ont été prélevés en France en 2003-2005 à partir d'un nombre égal de femmes et d'hommes demeurant à proximité d'incinérateurs de déchets solides municipaux, où le DP variait de concentrations non détectées à 7,04 ng/g pl, avec une concentration médiane de 1,2 ng/g pl. Dans les échantillons prélevés chez les femmes norvégiennes, le DP variait de concentrations non détectées à 31 ng/g pl, avec une concentration médiane de 1,3 ng/g pl. Dans une étude distincte sur les mères et les tout-petits à laquelle ont participé 24 mères et leurs tout-petits (de 11 à 15 mois), le DP n'a pas été fréquemment détecté (limite de quantification de la méthode de 140 pg/échantillon pour l'anti-isomère). Le DP a été détecté dans le sérum d'un tout-petit (148 ng/g pl; somme des valeurs isomériques individuelles) et chez une mère (88 ng/g pl; somme des valeurs isomériques individuelles). Ces échantillons ne provenaient pas du même ménage (Sahlstrom et al. 2014). Aucune source de production n'a été repérée en Europe (section 4).

Plusieurs études en Chine ont surveillé la présence de DP dans des matrices biologiques afin de déterminer la portée de l'exposition découlant d'installations de recyclage de déchets électroniques (p. ex., Ren et al., 2009; Yan et al., 2012; He et al., 2013; Yang et al., 2013; Ben et al., 2014). Les concentrations médianes sériques de DP dans le sérum prélevé dans les groupes à faible exposition (p. ex., participants résidant à distance d'activités de recyclage de déchets électroniques), ont été mesurées jusqu'à 13,7 ng/g pl (Ren, 2009; Yang et al., 2013), et étaient statistiquement toutes inférieures à celles de leurs groupes appariés associés à des expositions supérieures aux déchets électroniques. Une concentration sérique médiane de DP allant jusqu'à 265 ng/g pl a été mesurée dans les échantillons prélevés en 2011 chez des participants hommes (n = 33) et femmes (n = 37) provenant de sites de recyclage de déchets électroniques (Yan et al., 2012).

Ben et al. (2014) ont étudié le transfert via le placenta de DP chez 72 résidentes de zones de recyclage de déchets électroniques de Wenling, en Chine. Des échantillons de sérum maternel, de placenta et de sérum de cordon ont été prélevés en 2010-2011, et les concentrations de DP dans chacune des trois matrices étaient fortement corrélées. Les concentrations médianes de DP dans les sérums maternels, le tissu placentaire et le sérum sanguin ombilical pour le groupe à exposition élevée (n = 48; ont habité à Wenling pendant plus de 20 ans) étaient de 8,43, 3,21 et de 2,82 ng/g pl, et étaient statistiquement supérieures à celles du groupe à faible exposition (n = 24; ont demeuré à Wenling pendant moins de trois ans), qui étaient de 3,55, 1,09 et 1,82 ng/g pl, respectivement. Les auteurs ont mis en évidence que la présence de DP dans le sérum du cordon ombilical indique le potentiel de translocation de DP à partir de matériaux vers les tissus fœtaux. Des produits déchlorés à l'aide du DP, ou ses métabolites potentiels chez l'humain ont également été détectés dans certaines études chinoises (p. ex. Ren et al., 2009 et Ben et al., 2014); toutefois, les sources de ces produits déchlorés (à savoir, produits in vivo ou à partir d'une exposition externe) n'ont pas été déterminées.

La concentration de DP mesurée dans le sérum peut fournir une mesure de l'exposition intégrée, à partir de diverses voies (orale, dermique, inhalation) et de toutes les sources d'exposition, y compris le milieu naturel, l'alimentation et les produits. Les niveaux sériques de DP chez l'humain (2,4 ng/g pl; 50e percentile) étaient inférieurs à ceux du groupe témoin de rats (on suppose que l'exposition a eu lieu par voie alimentaire ou par la poussière; 61 ng/g pl) et du groupe exposé aux doses les plus élevées de 100 mg/kg p.c. par jour pendant 90 jours (690 ng/g pl) comme cela était déclaré dans l'étude toxicocinétique menée chez des rats (Li et al., 2013) décrite plus en détail dans la section 10.2.7. La comparaison entre le sérum humain et le sérum de rats est limitée, bien que cette comparaison puisse permettre d'évaluer l'exposition interne chez les humains (Aylward et Hays, 2011), compte tenu des tendances de répartition inhabituelles observées pour le DP chez les rats dans l'étude de Li et al., et de l'information limitée sur la toxicocinétique chez le rat et l'humain.

10.2 Évaluation des effets sur la santé

On n'a relevé aucune classification des effets du DP sur la santé d'organismes de réglementation nationaux ou internationaux. L'USEPA a élaboré des documents de caractérisation préalable des dangers pour le DP (USEPA, 2011, 2014).

10.2.1 Cancérogénicité

Aucune étude de toxicité chronique ou de cancérogénicité n'a été relevée. Plusieurs autres éléments de preuve ont été étudié afin d'évaluer le potentiel cancérogène du DP (davantage de détails sont disponibles dans l'ouvrage de Santé Canada, 2015). La boîte à outils RQSA de l'OCDE (OCDE, 2009b, 2011, 2012) et le modèle OASIS TIMES (TIMES, 2012) ont été utilisés pour définir des analogues potentiels. Dans l'ensemble, aucun analogue approprié n'a pu être défini. Dans le cadre de l'approche RQSA, plusieurs modèles RQSA basés sur des statistiques ont été utilisés pour évaluer le potentiel carcinogène du DP. Les modèles RQSA ont produit des résultats variés, avec un faible niveau de confiance associé à la prévision globale. La troisième approche a consisté à définir toute alerte structurelle associée au pouvoir cancérogène à l'aide de modélisation mathématique. Un des deux modèles de dépistage d'alertes structurelles a déclenché une alerte de pouvoir carcinogène basé sur la présence de fragments de cycloalcanes polyhalogénés. Dans l'ensemble, les résultats demeurent non concluants.

10.2.2 Génotoxicité

Sur le plan de la toxicité génétique in vitro, les résultats des tests d'Ames menés à l'aide de souches de Salmonella typhimurium (TA98, TA100, TA1535, TA 1537 et TA 1538) étaient négatifs avec ou sans activation métabolique (S9) (Mortelmans et Tanaka, 1980). Les résultats d'un essai in vitro sur des cellules de lymphome de souris étaient également négatifs avec ou sans S9 (Jotz et Mitchel, 1980).

Une étude de toxicité génétique in vivo a été trouvée. On a administré à des souris par voie orale 0, 500, 2000 ou 5000 mg/kg p.c. par jour de DP par gavage pendant 10 jours (Wu et al., 2012). Des échantillons de foie ont été prélevés pour un essai de Comet et les résultats de toxicité génétique étaient négatifs.

10.2.3 Toxicité aiguë

Les études de toxicité aiguë menées chez des animaux de laboratoire se sont révélées peu préoccupantes en ce qui concerne la toxicité aiguë pour l'exposition par voie orale, dermique ou par inhalation (Powers, 1964; Moldovan, 1971a, b; Kinert, 1975).

10.2.4 Toxicité à doses répétées

Aucun effet nuisible sur la santé n'a été observé dans les études de toxicité par voie orale à doses répétées, mettant à l'essai des doses pouvant aller jusqu'à 5000 mg/kg p.c. par jour.
Dans une étude récente menée par Wu et al. (2012), des souris ICR mâles (6/dose) ont été exposées au DP dans de l'huile de maïs par gavage oral à des doses de 500, 2000 ou 5000 mg/kg p.c. par jour pendant 10 jours. Le poids corporel et le poids des organes (foie, reins et testicules) n'ont pas été touchés par l'administration de DP. L'étude a examiné le stress hépatique oxydatif, les dommages à l'ADN ainsi que les profils transcriptomiques et métabolomiques au niveau moléculaire. Certaines réponses au stress oxydatif et une modification de l'expression génétique associées au métabolisme des glucides, des lipides, des nucléotides et de l'énergie et aux processus de transduction de signaux ont été observées. Puisqu'aucun effet sur la santé n'a été observé, ces changements physiologiques n'ont pas été pris en considération en tant qu'effets nuisibles.

Dans le cadre d'un essai combiné de dépistage de la toxicité des doses répétées, pour la reproduction et pour le développement, mené conformément aux lignes directrices de l'OCDE, des rats Crl:CD (SD) ont été exposés au DP dans de l'huile de maïs à raison de 0, 750, 1 500 ou 5 000 mg/kg p.c. par jour par gavage oral (Brock et al., 2010). Dans la phase de dose toxique pour l'exposition répétée, les animaux ont été traités pendant 28 jours (10/sexe/dose). Aucun effet lié au traitement n'a été noté en ce qui a trait aux signes cliniques de toxicité, de poids corporel, d'alimentation, neurocomportementaux, dans le cadre d'une batterie d'observation fonctionnelle. Aucun effet n'a été observé en ce qui a trait aux paramètres hématologiques, de l'analyse d'urine, de la coagulation ou de la chimie clinique. Aucun changement lié à la dose n'a été observé en ce qui concerne le poids des organes (cœur, foie, testicules, ovaires, et glande thyroïde et parathyroïde). Des décès ont été observés dans tous les groupes de doses, y compris le groupe témoin, qui étaient liés à des erreurs d'administration de gavage (Tableau 10­1). Les auteurs ont constaté une dose sans effet observé (DSEO) de 5 000 mg/kg p.c. par jour.

Li et al. (2013) ont examiné les effets potentiels sur la santé de rats à des doses inférieures. Des rats mâles Sprague-Dawley (7/dose) ont reçu du DP en gavage par voie orale dans de l'huile de maïs à raison de 0, 1, 10 ou 100 mg/kg p.c. par jour pendant 90 jours. Aucun changement important n'a été observé dans le poids corporel ni dans le poids relatif ou absolu du foie. Aucun dommage histopathologique du foie n'a été observé. Les autres organes n'ont pas été examinés. En ce qui concerne les paramètres de chimie clinique, une importante diminution de l'activité de la glutamate pyruvate transaminase (GPT), de l'alkali labile phosphate (ALP), de la concentration totale d'acides biliaires (TBA) et une augmentation des niveaux de glucose ont été observées à une dose de 100 mg/kg p.c. par jour.

Dans une autre étude subchronique, des rats albinos de la souche Charles River (15/sexe/dose) ont reçu du DP dans leur alimentation à raison de 0, 10 000, 30 000 et 100 000 ppm (0, 500, 1 500 et 5 000 mg/kg p.c. par jour, respectivement) pendant 13 semaines (Oscarson, 1975). Aucun effet statistique important lié au traitement sur le plan n'a été observé sur le poids corporel ou des organes (cerveau, gonades, cœur, reins, rate), de l'analyse d'urine, de la chimie clinique, ou de l'hématologie. Aucun signe clinique ni de constatation pathologique ou histopathologique observable liée au traitement n'a été observé. Le poids du foie absolu ou relatif (au poids corporel ou du cerveau) a augmenté chez les animaux recevant une dose élevée, mais le poids absolu du foie n'était pas statistiquement important chez les mâles et ces augmentations n'étaient pas associées aux lésions histopathologiques.

Une étude concernant la toxicité à doses répétées par inhalation a été recensée. Les rats COBS (5/sexe/dose) ont été exposés au DP à 0 (groupe témoin non traité), 640 ou 1 524 mg/m³, 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 28 jours (Bishop, 1975). Les animaux ont été exposés dans une chambre d'exposition au DP sous forme de poussière. À partir d'une dose de 640 mg/m³, une augmentation importante du poids absolu du foie a été observée chez les deux sexes. Une hépatocytomégalie correspondante (gonflement des cellules du foie avec signe de cytotoxicité et de nécrose) des hépatocytes centro-lobulaires chez les mâles a été observée à partir d'une dose de 640 mg/m³ et chez certaines femelles à la concentration suivante. Des effets sur les poumons ont été observés. Tous les animaux traités ont présenté une légère augmentation du nombre de macrophages dans les alvéoles. Une augmentation importante du poids absolu des poumons a été observée chez les femelles à partir d'une dose de 640 mg/m³ et de 1 524 mg/m³ chez les mâles. Une concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) de 640 mg/m³ a été déterminée dans cette étude. Aucune CSENO n'a été établie dans le cadre de cette étude.

Une étude sur la toxicité cutanée à doses répétées a été recensée. Les lapins blancs néo-zélandais mâles et femelles (5/sexe/groupe) ont reçu du DP à 3 % sous forme de méthylcellulose en solution aqueuse à raison de 0 (groupe témoin non traité), 500 ou 2 000 mg/kg p.c. par jour, 5 jours par semaine pendant quatre semaines (Trzyna, 1975). La substance d'essai a été distribuée sur plus de 20 % de la surface corporelle totale, sur peau scarifiée rasée. Les sites d'application n'ont pas été occlus, mais les animaux ont été individuellement hébergés et munis de colliers élisabéthains tout au long de l'étude. Les seuls signes cliniques liés au traitement étaient une absence ou un érythème minimal au site d'application. Les femelles ont présenté une diminution liée à la dose statistiquement importante absolue et relative (par rapport au poids corporel et cérébral) du poids des gonades (utérus et ovaires combinés), à partir d'une dose de 500 mg/kg p.c. par jour et une diminution importante du poids relatif du foie (par rapport au poids corporel et cérébral) à une dose de 2 000 mg/kg p.c. par jour. Puisqu'aucune histopathologie liée n'a été observée dans ces organes (foie et ovaires), une DSENO de 2 000 mg/kg p.c. par jour a été établie pour cette étude, dans les documents de caractérisation préalable des dangers par l'USEPA (USEPA, 2011, 2014a).

10.2.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

Des effets potentiels sur la reproduction et le développement du DP ont été étudiés dans une étude de la toxicité par voie orale à doses répétées combinée à un test de dépistage de la toxicité pour la reproduction et le développement décrite ci-dessus (Brock et al., 2010). Dans la phase de toxicité pour la reproduction et le développement (épreuve d'enlèvement d'air quotidien), les animaux (20/sexe/groupe) ont reçu 0, 750, 1 500 ou 5 000 mg/kg p.c. par jour de DP dans de l'huile de maïs par gavage oral. Les rats mâles ont été traités pendant au moins 63 jours (21 jours avant l'accouplement, 14 jours d'accouplement, 28 après l'accouplement). Les rates ont été traitées pendant un maximum de 60 jours (21 jours avant l'accouplement, 14 jours pendant l'accouplement et jusqu'à 25 jours après l'accouplement à partir du jour de gestation 0 jusqu'au jour d'allaitement 3). Des décès ont été observés dans tous les groupes de doses, y compris le groupe témoin, qui étaient liés à des erreurs d'administration de gavage (Tableau 10-2). Aucun effet sur les indices de reproduction et de fertilité n'a été observé chez les mâles et les femelles parents. Aucune toxicité maternelle n'a été observée jusqu'à la dose la plus élevée mise à l'essai. Aucun effet sur le développement n'a été observé chez les petits de génération F1 jusqu'à la dose la plus élevée mise à l'essai. Les auteurs ont déterminé une DSEO de 5 000 mg/kg p.c. par jour en ce qui concerne la toxicité pour la reproduction et le développement.

10.2.6 Sensibilisation

Aucune sensibilisation cutanée n'a été observée chez les cobayes auxquels on a administré du DP dans un test de Buehler (Brett, 1975).

10.2.7 Toxicocinétique

Selon deux études de toxicocinétique (Chou et al., 1979; Saunders et Quistad, 1983; OxyChem, 2005) où les rats ont reçu par voie orale du DP radiomarqué, on a observé que le DP était mal absorbé par voie gastrointestinale. Dans l'étude Chou et al., (1979), au moins 75 % du DP radiomarqué (en suspension aqueuse contenant 5 % de Tween-80 et 5 % de gomme arabique) a été excrété dans les matières fécales 24 heures après le traitement. Dans l'étude de Saunder et Quistad (1983), au moins 83 % du DP radiomarqué (véhicule non précisé dans la seconde source) a été excrété dans les matières fécales quatre jours après le traitement (OxyChem, 2005). Moins de 0,1 % du DP a été excrété dans l'urine dans les deux études. De la radioactivité a été détectée dans des échantillons de tissus et les niveaux les plus élevés ont été trouvés dans le foie et les ovaires. Les niveaux les plus bas ont été détectés dans le sang, les reins et les poumons. Le DP a été excrété très lentement lorsque les niveaux de DP dans le sang, les reins et le foie sont demeurés inchangés entre 4 et 24 heures après le traitement (Chou et al., 1979). Un métabolite polaire a été détecté, mais n'a pas été identifié dans aucune des études.

L'étude de Li et al. (2013) a également examiné les tendances d'accumulation des deux isomères du DP (syn-DP et anti-DP) chez le rat. Les tendances de répartition ont montré que les deux isomères du DP étaient mesurés, avec le niveau le plus élevé dans le foie, suivi du sérum et des muscles. Les isomères déchlorés du DP (Cl11-DP) ont été mesurés dans ses tissus. Puisque Cl11-DP a également été détecté dans le DP commercial, il n'était pas clair si Cl11-DP était un métabolite ou s'il provenait du produit commercial. Le DP commercial contient deux isomères (syn-DP et anti-DP) un ratio de 1:3. À une dose faible de 1 mg/kg p.c. par jour, aucune stéréosélectivité d'anti-DP ou de syn-DP dans les tissus (muscle, foie et sérum) n'a été observée selon le ratio de concentration d'anti-DP et de concentration totale de DP (fanti), qui était comparable à la composition du DP commercial. À des doses plus élevées (10 et 100 mg/kg p.c. par jour), la concentration fanti était inférieure, ce qui permet de supposer des concentrations plus élevées de syn-DP dans les tissus. Deux groupes séparés d'animaux ont été exposés à 0 ou 100 mg/kg p.c. par jour de DP pendant 45 jours, suivi de 45 jours de dépuration afin d'examiner les tendances d'élimination. On a observé que les deux isomères du DP étaient davantage susceptibles de s'accumuler dans le foie ou d'être éliminés plus lentement dans le foie et les muscles. Les demi-vies d'élimination étaient de 24 jours (syn-DP) et de 25 jours (anti-DP) dans le sérum, de 44 jours (syn-DP) et de 54 jours (anti-DP) dans les muscles, et de 179 jours (syn-DP) dans le foie. Les auteurs n'ont pas calculé la demi-vie d'élimination de l'anti-DP dans le foie, puisque le niveau d'anti-DP a augmenté de façon non significative après la dépuration.

10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

On n'a relevé aucune classification des effets du DP sur la santé d'organismes de réglementation nationaux ou internationaux. Les résultats pour la base de données de toxicité génétique étaient tous négatifs, ce qui indique que le DP n'est pas susceptible d'être toxique génétiquement. Aucune étude concernant la toxicité chronique n'a été recensée. Les analyses d'autres éléments de preuve visant à évaluer le potentiel carcinogène du DP n'ont pas été concluantes.

Aucun effet dommageable n'a été observé chez les animaux de laboratoire ayant reçu par voie orale du DP à des doses pouvant aller jusqu'à 5 000 mg/kg p.c. par jour dans une étude de toxicité par voie orale à doses répétées combinée à un test de dépistage de la toxicité pour la reproduction et le développement de 28 jours (Brock et al., 2010) et dans une étude de toxicité subchronique de 90 jours (Oscarson, 1975), toutes deux menées chez des rats. On compte huit ordres d'importance entre la dose maximale sans effet observé et l'estimation de la limite supérieure d'exposition au DP pour l'ensemble de la population canadienne dans les milieux naturels (poussière, air, eau), et les aliments ou le lait maternel (8,2 ng/kg p.c. par jour pour les jeunes enfants de 0,5-4 ans). Cette marge est jugée adéquate pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant les effets sur la santé et l'exposition.

10.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente ébauche d'évaluation préalable reconnaît qu'il existe des incertitudes liées à la base de données concernant l'exposition et à la base de données concernant les effets sur la santé.

On ne disposait d'aucune donnée dans les documents de base sur les aliments mis en marché au Canada; toutefois, on disposait de données sur l'alimentation pour nourrissons aux États-Unis.

Aucune étude sur des volontaires ou épidémiologique n'a été relevée. Chez les animaux de laboratoire, aucune étude chronique n'était disponible, car les études les plus longues n'étaient que d'une durée maximale de 90 jours et la taille de l'échantillon pour les études de toxicité à doses répétées était relativement petite. On ne sait avec certitude si les animaux en gestation peuvent présenter différents profils toxicocinétiques et s'il existe des différences de sensibilité dans les effets d'origine chimique entre les ratons en développement et les animaux adultes.

Compte tenu de la grande importance de la marge d'exposition, les incertitudes dans la base de données sur les effets sur la santé sont considérées comme étant prises en considération.

Bien que l'évaluation des substances liées au déchlorane (décrites dans la section 2.2) dépasse la portée de la présente évaluation préalable, et même si l'on ne comprend pas bien dans quelle mesure ces substances sont similaires au DP, l'on n'est pas certain du potentiel de co-exposition ni du mode d'action commun des substances liées au déchlorane.

Haut de la page

11. Conclusion

D'après les renseignements contenus dans la présente ébauche de rapport d'évaluation préalable, il est proposé de conclure que le DP pénètre dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie. De plus, le DP répond aux critères de persistance et de potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

À la lumière des renseignements disponibles sur le potentiel du DP d'avoir des effets néfastes sur la santé humaine, il est proposé de conclure que cette substance ne pénètre pas dans l'environnement en quantité, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un risque pour la vie ou la santé humaine.

11.1 Conclusion générale

Il est proposé de conclure que le DP répond à un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Il est proposé de conclure que le DP répond aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

Haut de la page

12. Références

ACD/Percepta [module de prévision]. c1997-2012. Toronto (Ont.) : Advanced Chemistry Development. [consulté en septembre 2014]. Accès : www.acdlabs.com/products/percepta/

[AEROWIN] AEROWIN Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Allen, J.G., Stapleton, H.M., Vallarino, J., McNeely, E., McClean, M.D., Harrad, S.J., Rauert, C.B., Spengler, J.D. 2013. Exposure to flame retardant chemicals on commercial airplanes. Environ. Health 12:17.

[AOPWIN] Atmospheric Oxidation Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.92a. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Arnot, J.A., Gobas, F.A.P.C. 2003. A generic QSAR for assessing the bioaccumulation potential of organic chemicals in aquatic food webs. QSAR Comb. Sci. 22(3):337-345.

Arnot, J.A., Gobas, F.A.P.C. 2004. A food web bioaccumulation model for organic chemicals in aquatic ecosystems. Environ. Toxicol. Chem.23(10):2343-2355.

Arnot, J.A., Gobas, F.A.P.C. 2006. A review of bioconcentration factor (BCF) and bioaccumulation factor (BAF) assessments for organic chemicals in aquatic organisms. Environ. Rev. 14:257-297.

Aylward, L.L., Hays, S.M. 2011. Biomonitoring-based risk assessment for hexabromocyclododecane (HBCD). International journal of hygiene and environmental health 214(3):179-187.

Bachmann, K., Pardoe, D., White, D. 1996. Scaling basic toxicokinetic parameters from rat to man. Environmental health perspectives 104(4), 400.

Baek, S.Y., Jurng, J., Chang, Y.S. 2013. Spatial distribution of polychlorinated biphenyls, organochlorine pesticides, and dechlorane plus in Northeast Asia. Atmos Environ 64:40-46.

Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels [base de données sur Internet]. 2013. Santé Canada. [consulté le 24 mars 2014]. Accès : http://webprod.hc-sc.gc.ca/nhpid-bdipsn/search-rechercheReq.do?lang=fra.com

[BASL4] Biosolids-Amended Soil Level 4 Model. 2011. Version 2.00. Peterborough (Ont.) : Université Trent, Canadian Environmental Modelling Centre.  Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/BASL4110.html

[BBM with Mitigating Factors] Baseline Bioaccumulation Model with Mitigating Factors. 2008. Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada, Division des évaluations écologiques. [modèle développé selon celui de Dimitrov et al., 2005].. Disponible sur demande.

[BCFBAF] Bioaccumulation Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 3.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[BDPP] Base de données sur les produits pharmaceutiques [base de données sur Internet]. 2013. Santé Canada. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/dhp-mps/prodpharma/databasdon/index-fra.php

[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués [base de données sur Internet]. 2013. Santé Canada. [consulté le 24 mars 2014]. Accès : http://webprod5.hc-sc.gc.ca/lnhpd-bdpsnh/index-fra.jsp

Ben Y.J., Li, X.H., Yang, Y.L., Li, L., Di, J.P., Wang, W.Y., Zhou, R.F., Xiao, K., Zheng, M.Y., Tian, Y., Xu, X.B. 2013. Dechlorane plus and its dechlorinated analogs from an e-waste recycling center in maternal serum and breast milk of women in Wenling, China. Environmental Pollution 173:176-181.

Ben, J.Y., Li, X.H., Yang, L.Y., Li, L.J., Zheng, Y.M., Wang, Y.W., Xu, B.X. 2014. Placental transfer of dechlorane plus in mother-infant pairs in an e-waste recycling area (Wenling, China). Environ Sci Technol 48(9):5187-93.

Bergman, A., Rydén, A., Law, R.J., de Boer, J., Covaci, A., Alaee, M., Birnbaum, L., Petreas, M., Rose, M., Sakai, S., Van den Eede, N., van der Veen, I. 2012. A novel abbreviation standard for organobromine, organochlorine and organophosphorus flame retardants and some characteristics of the chemicals. Environment International 49:57-82.

Betts, K.S. A new flame retardant in the air. 2006. Environ Sci Technol 40:1090-1091.

[BIOWIN] Biodegradation Probability Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 4.10. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Bishop, A. 1975. 28-Day Subacute Dust Inhalation Toxicity Study with Dechlorane Plus 25 in Rats. Laboratoire d'essai : Industrial BIO-TEST Laboratories, Inc. Report no.: IBT No. 663-06279. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. Report date: 1975-06-18. USEPA TSCAT document OTS0537030.

Boethling, R.S., Howard, P.H., Beauman, J.A., Larosche, M.E. 1995. Factors for intermedia extrapolations in biodegradability assessment. Chemosphere 30(4):741-752.

Boudreau, J. 1973. Cité dans : HPV Challenge – Robust Summaries & Test Plans: Dechlorane Plus. Final revision as identified by the submitter, June 8, 2009. Thirty-Day Static Biological Magnification Studies with Dechloranes 602, 604 and Plus 515 in Bluegills. Industrial Bio-Test Laboratories, Inc. IBT Nos. 665-03736 and 631-02353.

Brasseur, C., Pirard, C., Scholl, G., De Pauw, E., Viel, J.F., Shen, L., Reiner, E.J., Focant, J.F. 2014. Levels of dechloranes and polybrominated diphenyl ether (PBDEs) in human serum from France. Environ Int 65C:33-40.

Brett, B. 1975. Skin sensitization tests with five samples in albino guines pigs. Report no.: IBT No. 601-06278. Laboratoire d'essai : Industrial Bio-Test Laboratories, Inc. US EPA TSCAT document OTS0205956.

Brock, W.J., Schroeder, R.E., McKnight, C.A., VanSteenhouse, J.L., Nyberg, J.M. 2010. Oral Repeat Dose and Reproductive Toxicity of the Chlorinated Flame Retardant Dechlorane Plus. Int Toxicol 29(6):582-593.

Brown, T., Wania, F. 2008. Screening Chemicals for the Potential to be Persistent Organic Pollutants: A Case Study of Arctic Contaminants. Environ. Sci. Technol. 42:5202-5209.

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C., 1999, ch. 33. Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, no 3. Accès : www.gazette.gc.ca/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, C.P. 2000-348, 23 mars 2000, DORS/2000-107, Gazette du Canada. Partie II, vol. 134, no 7, p. 607-612. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p2/2000/2000-03-29/pdf/g2-13407.pdf

Canada. Ministère de l'Environnement. 2013. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances ignifuges organiques. Gazette du Canada, Partie I, vol. 147, no 13, p. 613-633. Accès : http://gazette.gc.ca/rp-pr/p1/2013/2013-03-30/html/notice-avis-fra.html

Canada. Ministère de l'Environnement, ministère de la Santé. 2011. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances ignifuges organiques. Gazette du Canada (supplément), Partie I, vol. 145, no 41. Accès : http://www.gazette.gc.ca/rp-pr/p1/2011/2011-10-08/html/notice-avis-fra.html

Canada. Ministère de l'Environnement. 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, p. 2945-2967. Accès : http://www.gazette.gc.ca/rp-pr/p1/2009/index-fra.html

CATALOGIC [modèle informatique]. 2012. Version 5.11.6. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : www.oasis-lmc.org/?section=software&swid=1

[CCME] Conseil canadien des ministres de l'environnement. 1999. Recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments : protection de la vie aquatique – Chlordane. In : Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement, 1999. Conseil canadien des ministres de l'environnement, Winnipeg.

[CECBP] California Environmental Contaminant Biomonitoring Program. 2008. Brominated and chlorinated organic chemical compounds used as flame retardants. Materials for the December 4-5, 2008 Meeting of the California Environmental Contaminant Biomonitoring Program Scientific Guidance Panel(SGP). 32 p.

Cequier, E., Ionas, A.C., Covaci, A., Marcé, R.M., Becher, G., Thomsen, C. 2014. Occurrence of a broad range of legacy and emerging flame retardants in indoor environments in Norway. Environ. Sci Technol.48:6827-6835.

Cequier, E., Marcé, R.M., Becher, G., Thomsen, C. 2015. Comparing human exposure to emerging and legacy flame retardants from the indoor environment and diet with concentrations measured in serum. Environ. Int. 74: 54-59.

Chabot-Giguere, B., Letcher, R.J., Verreault, J. 2013. In vitro biotransformation of decabromodiphenyl ether (BDE-209) and Dechlorane Plus flame retardants: A case study of ring-billed gull breeding in a pollution hotspot in the St. Lawrence River, Canada. Environ Int 55:101-108.

Chen, D., Wang, Y., Yu, L., Luo, X., Mai, B., Li, S. 2013. Dechlorane plus flame retardant in terrestrial raptors from northern China. Environ Pollut 176:80-86.

Chou, T.W., Liu, D.H.W., Mabey, W.R., Mitoma, C., Smith J.H. 1979. Cité dans : HPV Challenge- Robust Summaries & Test Plans: Dechlorane Plus. Final revision as identified by the submitter, June 8, 2009. Vapour Pressure and Water Solubility. Metabolism and Environmental Screening Studies on Dechlorane Plus. SRI International. SRI Project No. LSC-8060

[CHRIP] Chemical Risk Information Platform [base de données sur Internet]. c2008. Tokyo (Japon) : National Institute of Technology and Evaluation, Chemical Management Centre (CMC). [consulté en janvier 2011]. Accès : http://www.safe.nite.go.jp/english/db.html

Cikutovic, M.A., Fitzpatrick, C., Goven, A.J., Venables, B.J., Giggleman, M.A., Cooper, E.L. 1999. Wound Healing in Earthworms Lumbricus terrestris: A Cellular-Based Biomarker for Assessing Sublethal Chemical Toxicity. Bull Environ Contam Toxicol62:508-514.

Commission européenne. 2008. IUCLID Dataset [Dechlorane Plus], no CAS 13560-89-9 [en ligne]. Édition de 2000 en format CD-ROM. Ispra (Italie) : Commission européenne, Centre commun de recherche, Institute for Health and Consumer Protection, Bureau européen des substances chimiques. [consulté en janvier 2012].

Crump, D., Chiu, S., Gauthier, L.T., Hickey, N.J., Letcher, R.J., Kennedy, S.W. 2011. The effects of Dechlorane Plus on toxicity and mRNA expression in chicken embryos: A comparison of in vitro and in ovo approaches. Comp Biochem Physiol C 154:129-134.

Davis, E., Klosterhaus, S., Stapleton, H. 2012. Measurement of flame retardatns and triclosan in municipal sewage sludge and biosolids. Environ Int40:1-7.

Dimitrov, S., Dimitrova, N., Parkerton, T., Comber, M., Bonnell, M., Mekenyan, O. 2005. Base-line model for identifying the bioaccumulation potential of chemicals. SAR QSAR Environ. Res.16(6):531-554.

Dodson, R.E., Perovich, L.J., Covaci, A., Van den Eede, N., Ionas, A.C., Dirtu, A.C., Brody, J.G., Rudel, R.A. 2012. After the PBDE Phase-Out: A Broad Suite of Flame Retardants in Repeat House Dust Samples from California. Environ. Sci. Technol.46(24):13056-13066.

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2010. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Chap. R.16: Environmental exposure estimation. Mai 2010. Guidance for the implementation of REACH. Helsinki (Finlande) : Agence européenne des produits chimiques.

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. ©2007-2013. Base de données des substances enregistrées. Résultats de recherche pour no CAS 13560-89-9. Helsinki (Finlande) : ECHA. [mis à jour le 27 novembre 2012; consulté en mars 2014]. Accès : http://echa.europa.eu/fr/information-on-chemicals/registered-substances

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2013a. Substances enregistrées. 26 juillet 2013 [en ligne]. Helsinki (Finlande) : ECHA. [consulté en juillet 2013]. Accès : http://echa.europa.eu/fr/information-on-chemicals/registered-substances

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. 2013b. Base de données des substances enregistrées. Résultats de recherche pour no 13560-89-984852-53-9. 2013 Experimental water solubility report (OECD 105 Study). Helsinki (Finlande) : ECHA. [consulté en août 2015]. Accès : http://echa.europa.eu/information-on-chemicals/registered-substances

[ECOSAR] Ecological Structure Activity Relationships Class Program [modèle d'évaluation]. 2012. Version 1.11. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Environnement et Changement climatique Canada. 1977. Mirex in Canada. Report of the Task Force on Mirex to the Joint Department of Environment and National Health and Welfare Committee on Environmental Contaminants. Ottawa.

Environnement et Changement climatique Canada. 1998. Canadian sediment quality guidelines for chlordane, dieldrin, endrin, heptachlor epoxide, and lindane: Supporting document. Service de la Conservation de l'environnement, Direction générale de la science des écosystèmes, Direction de la qualité de l'environnement et de la politique scientifique, Division des recommandations et des normes, Ottawa. Ébauche.

Environnement et Changement climatique Canada. 2013. Site Specific Analysis Report: n° CAS 13560-89-9. Rapport inédit. 20 février 2013. Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada, Division des évaluations écologiques.

Environnement et Changement climatique Canada. 2013-2014. Données sur le Groupe de certaines substances ignifuges organiques, collectées en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances ignifuges organiques. Données préparées par Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada; Programme des substances existantes.

Environnement et Changement climatique Canada. 2014. La Liste des substances toxiques gérées sous la LCPE 1999 (l'annexe 1). Accès : https://www.ec.gc.ca/toxiques-toxics/Default.asp?lang=Fr&n=98E80CC6-1

Environnement et Changement climatique Canada. 2015. Supporting documentation: Summary tables for Dechlorane Plus. Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada. Information in support of the Screening Assessment for 1,4:7,10-Dimethanodibenzo[a,e]cyclooctene, 1,2,3,4,7,8,9,10,13,13,14,14-dodecachloro-1,4,4a,5,6,6a,7,10,10a,11,12,12a-dodecahydro-. Disponible sur demande à l'adresse : substances@ec.gc.ca

Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2007. Substances chimiques : Catégorisation [en ligne]. Ottawa (Ont.) : gouvernement du Canada. [mis à jour le 25 mai 2013; consulté le 31 juillet 2013]. Accès : http://www.chemicalsubstanceschimiques.gc.ca/approach-approche/categor-fra.php

[EPI Suite] Estimation Programs Interface Suite for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2000-2012. Version 4.1. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Feo, M.L., Barón, E., Eljarrat, E., Barceló, D. 2012. Dechlorane Plus and related compounds in aquatic and terrestrial biota: a review. Anal Bioanal Chem 404:2625-2637.

[GAC] Global Automakers of Canada, 2013. Communication personelle.

Gara, M.J., G. Rauisina, G. 1975. Cité dans : HPV Challenge- Robust Summaries & Test Plans: Dechlorane Plus. Final revision as identified by the submitter, June 8, 2009. Thirty-Day Dynamic Bioaccumulation Studies with Dechlorane Plus 515 in Bluegill Sunfish. Industrial Bio-Test Laboratories, Inc. IBT Nos.621-06768 and 631-04618.

Gauthier, L., Hebert, C., Weseloh, D.V.C., Letcher, R.J. 2007. Current-Use Flame Retardants in the Eggs of Herring Gulls (Larus argentatus) from the Laurentian Great Lakes. Environ Sci Technol41:4561-4567.

Gobas, F. 2010. Comments on approach to sediment exposure approach. Rapport préparé pour Environnement et Changement climatique Canada. Burnaby (C.-B.) : Université Simon Fraser, Faculté d'environnement. 25 mars 2010.

Gobas, F. 2007. Development and review of a generic water-sediment modeling framework for organic chemicals. Rapport préparé pour Environnement et Changement climatique Canada. Burnaby (C.-B.) : Université Simon Fraser, Faculté d'environnement. 26 mars 2007.

Gobas, F.A.P.C., Kelly, B.C., Arnot, J.A. 2003. Quantitative structure activity relationships for predicting the bioaccumulation of POPs in terrestrial food-webs. QSAR Comb. Sci. 22:329-336.

Guerra, P., Alaee, M., Eljarrat, E., Barcelo, D. 2011. Introduction to Brominated Flame Retardants: Commercially Products, Applications, and Physicochemical Properties. In: Eljarrat, E., Barceló, D. (éd.) 2011. Brominated Flame Retardants. Série : The Handbook of Environmental Chemistry, volume 16, Heidelberg (Berlin) : Springer, 290 p.

Harris, C.R., Mazurek, J.H., Svec, H.J. 1964. Comparison of the toxicity to insects of certain insecticides applied by contact and in the soil. J of Econ Entom 57(5):698-702.

He, S., Li, M., Jin, J., Wang, Y., Bu, Y., Xu, M., Yang, X., Liu, A. 2013. Concentrations and trends of halogenated flame retardants in the pooled serum of residents of Laizhou Bay, China. Environ. Tox. Chem. 32(6):1242-1247.

[HENRYWIN] Henry's Law Constant Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2011. Version 3.20. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Hoh, E., Zhu, L., Hites, R.A. 2006. Dechlorane Plus, a chlorinated flame retardant, in the Great Lakes. Environ Sci Technol 40:1184-1189.

Hooker Chemical. 1977/ Study Report (Anonymous) 1977. Cité dans : HPV Challenge- Robust Summaries & Test Plans: Dechlorane Plus Final revision as identified by the submitter, June 8, 2009. Melting Point, Boiling Point, Density, and Vapour Pressure. Hooker Dechlorane Plus -Toxicological Review. Septembre.

Houde, M., Berryman, D., de Lafontaine, Y., Verrault, J. 2014. Novel brominated flame retardantsd and dechloranes in three fish species from the St. Lawrence River, Canada. Sci. Total Environ. 479-480:48-56.

Hung, H., Alexandrou, N., Dryfhout-Clark, H. 2014. Données inédites de surveillance sur la qualité de l'air issues du Plan de gestion des produits chimiques. Présenté à la Division des évaluations écologiques d'Environnement et Changement climatique Canada, Gatineau (Qc).

[HYDROWIN] Hydrolysis Rates Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 2.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Iqaluit 2010. 2010. Archivée - À propos du Nunavut. Gouvernement du Canada. Accès : http://g7.gc.ca/nunavut-fra.html

Ismail, N., Gewurtz, S.B., Pleskach, K., Whittle, D.M., Helm, P.A., Marvin, C.H., Tomy, G.T. 2009. Brominated and Chlorinated Flame Retardants in Lake Ontario, Canada, Lake Trout (Salvelinus namaycush) between 1979 and 2004 and possible influences of food-web changes. Environ Toxicol Chem 28(5):910-920.

[IVL] (Swedish Environmental Research Institute), Kaj, L., Norström, K., Egelrud, L., Remberger, M., Lilja, K., Brorström-Lundèn, E. 2010. Results from the Swedish National Screening Programme 2009. Swedish Environmental Research Institute, Stockholm.

Jaagumagi, R. 1988. The in-place pollutants program. Volume V, Part B. Benthic invertebrates studies results. Ministère de l'Environnement de l'Ontario, Direction des ressources en eau, Section de biologie aquatique, Toronto.

Jaagumagi, R., Persaud, D., Lomas, T. 1989. The in-place pollutants program. Volume V, Part A. A synthesis of benthic invertebrates studies. Ministère de l'Environnement de l'Ontario, Direction des ressources en eau, Section de biologie aquatique, Toronto.

Johnson, P.I., Stapleton, H.M., Mukherjee, B., Hauser, R., Meeker, J.D. 2013. Associations between brominated flame retardants in house dust and hormone levels in men. Sci. Total Environ.445-446:177-184.

Jotz, M.M., Mitchel, A.D. 1980. An evaluation of mutagenic potential of Hooker Research Center compound Dechlorane Plus employing the L5178Y TK+/- mouse lymphoma assay. Laboratoire d'essai : SRI International. Report no.: SRI Project LSC-8971. [cité dans OxyChem 2009].

Juberg, D., Alfano, K., Coughlin, R., Thompson, K. 2001. An observational study of object mouthing behavior by young children. Pediatrics107:135.

Kakimoto, K., Nagayoshi, H., Yoshida, J., Akutsu, K., Konishi, Y., Toriba, A., Hayakawa, K. 2012. Detection of dechlorane plus and brominated flame retardants in marketed fish in Japan. Chemosphere89(4):416-419.

Kakimoto, K., Nagayoshi, H., Yoshida, J., Akutsu, K., Konishi, Y., Toriba, A., Hayakawa, K. 2012. Detection of Dechlorane Plus and brominated flame retardants in marketed fish in Japan. Chemosphere89:416-419.

[KEMI] Swedish Chemicals Agency Commodity Guide [base de données sur Internet]. 2007. CAS no 13560-89-9 Dechlorane Plus. [consulté en juin 2013]. Accès : https://webapps.kemi.se/varuguiden/AmneMaterial.aspx

Kinert, J.C. 1975. Acute dust inhalation toxicity study in rats for Dechlorane Plus 25. OTS0537030. Laboratoire d'essai : Industrial Bio-Test Laboratories, Inc. Report no.: IBT No. 663-06279. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. US EPA TSCAT document OTS0537030.

Klosterhaus, S.L., Stapleton, H.M., La Guardia, M.J., Greig, D.J. 2012. Brominated and chlorinated flame retardants in San Francisco Bay sediments and wildlife. Environ. Int. 47:56-65.

Kang, J.-H., Kim, J.-C., Jin, G.-Z., Park, H., Baek, S.-Y., Chang, Y.-S. 2010. Detection of Dechlorane Plus in fish from urban-industrial rivers. Chemosphere 79(8):850-854.

Kelly, B.C., Ikonomou, M.G., Blair, J.D., Morin, A.E., Gobas, F.A.P.C. 2007. Food Web-Specific Biomagnification of Persistent Organic Pollutants. Science 317:236-239.

Kemmlein, S., Hahn, O., Jann, O. 2003. Emissions of organophosphate and brominated flame retardants from selected consumer products and building materials. Atmospheric Environment 37:5485-5493.

Klasmeier, J., Matthies, M., MacLeod, M., Fenner, K., Scheringer, M., Stroebe, M., Le Gall, A.C., McKone, T.E., van de Meent, D., Wania, F. 2006. Application of multimedia models for screening assessment of long-range transport potential and overall persistence. Environ. Sci. Technol. 40:53-60.

[KOAWIN] Octanol Air Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.10. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[KOCWIN] Organic Carbon Partition Coefficient Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 2.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kolic, T.M., Shen, L., MacPherson, K., Fayez, L., Gobran, T., Helm, P.A., Marvin, C.H., Arsenault, G., Reiner, E.J., 2009. The analysis of halogenated flame retardants by GC-HRMS in environmental samples. Journal of Chromatographic Science 47:83-91.

Kolic, T.M., Shen, L., MacPherson, K., Fayez, L., Gobran, T., Helm, P.A., Marvin, C.H., Arsenault, G., Reiner, E.J., 2009. The analysis of halogenated flame retardants by GC-HRMS in environmental samples. Journal of Chromatographic Science 47:83-91.

[KOWWIN] Octanol Air Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.10. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

La Guardia, M., Hale, R.C., Harvey, E., Chen, D. 2010. Flame-retardants and other organohalogens detected in sewage sludge by electron capture negative ion mass spectrometry. Environ. Sci. Technol. 44:4658-4664.

Liang, X.F., Li, W., Martyniuk, C.J., Zha, J.M., Wang, Z.J., Cheng, G., Giesyd, J.P. 2014. Effects of dechlorane plus on the hepatic proteome of juvenile Chinese sturgeon (Acipenser sinensis). Aqua Toxicol 148:83-91.

Li, Y., Yu, L.H., Zhu, Z.C., Dai, J.Y., Mai, B.X., Wu, J.P., Wang, J.S. 2013. Accumulation and effects of 90-day oral exposure to Dechlorane Plus in Quail(Cortunix cortunix). Environ Tox and Chem32(7):1649-1654.

Liu, L.Y., Salamova, A., Hites, R.A. 2014. Halogenated flame retardants in baby food from the United States and from China and the estimated dietary intakes by infants. Environ. Sci. Technol.48(16):9812-9818.

Lue, K.Y., de la Cruz, A.A. 1978. Mirex incorporation in the environment: toxicity in two soil macroarthropods and effects on soil community respiration. Water, Air, and Soil Pollution 9:177-191.

Ma, W.L., Liu, L.Y., Qi, H., Sun, D.Z., Shen, J.M., Wang, D.G., Li, Y.F. 2011. Dechlorane plus in multimedia in northeastern Chinese urban region. Environ Int 37:66-70.

Ma, Y.X., Xie, Z.Y., Halsall, C., Moller, A., Yang, H.Z., Zhong, G.C., Cai, M.H., Ebinghaus, R. 2015. The spatial distribution of organochlorine pesticides and halogenated flame retardants in the surface sediments of an Arctic fjord: The influence of ocean currents vs. glacial runoff. Chemosphere 119:953-960.

McCarty, L.S., Arnot, J.A., Mackay, D. 2013. Evaluation of critical body residue for acute narcosis in aquatic organisms. Environ. Toxicol. Chem. 32(10).

McCarty, L.S., Mackay, D. 1993. Enhancing ecotoxicological modeling and assessment: critical body residues and modes of toxic action. Environ. Sci. Technol. 27:1719-1728.

McLeese, D.W., Metcalfe, C.D. 1980. Toxicities of eight organochlorine compounds in sediment and seawater to Crangon septemspinosa. Bull Environ Contam Toxicol 25:921-928.

McLeese, D.W., Burridge, L.E., Van Dinter, J. 1982. Toxicities of five organochlorine componds in water and sediment to Nereis virens. Bull Environ Contam Toxicol 28(22):216-221.

Mekenyan, G., Dimitrov, S.D., Pavlov, T.S., Veith, G.D. 2005. POPs: A QSAR system for creating PBT profiles of chemicals and their metabolites. SAR QSAR Environ. Res. 16(1-2):103-133.

Modor Plastics [page Web]. 2013. Thermoset vs. Thermoplastics. [consulté en juin 2013]. Accès : http://www.modorplastics.com/thermoset-vs-thermoplastics

Moldovan, M. 1971a. Dechlorane Plus tested as a 50% w/v suspension in water containing 0.5% tween 80, acute oral toxicity study. Laboratoire d'essai : Food and Drug Research Laboratories Inc. Report no.: I. B. L No 9039. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. US EPA TSCAT document OTS0537030.

Moldovan, M. 1971b. Dechlorane Plus tested as supplied. Acute dermal toxicity study. Laboratoire d'essai : Food and Drug Research Laboratories, Inc. Report no.: I. B. L. No: 9039. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. US EPA TSCAT document OTS0537030.

Möller, A., Xie, Z., Caba, A., Sturm, R., Ebinghaus, R. 2010. Large-Scale Distribution of Dechlorane Plus in Air and Seawater from the Arctic to Antarctica. Environ. Sci. Technol.44:8977-8982.

Möller, A., Xie, Z., Cai, M., Sturm, R., Ebinghaus, R. 2012. Brominated flame retardants and dechlorane plus in the Marine Atmosphere from Southeast Asia toward Antarctica. Environmental Sci Technol46:3141-3148.

Mortelmans, K.E., Tanaka, W. 1980. In vitro microbial mutagenesis assay of Dechlorane Plus. Laboratoire d'essai : SRI International. Report no.: SRI Project LSC-8971 [cité dans OxyChem, 2009].

[MPBPWIN] Melting Point Boiling Point Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.43. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Muir, D.C.G., Teixeira, C., de Jourdan, B., Morris, A., Backus, S., Tomy, G., Marvin, C., MacInnis, G., Spencer, C., De Silva, A. 2014. Using Remote Environments to detect New Persistent and Bioaccumulative chemicals in commerce. Affiche du Plan de gestion des produits chimiques d'Environnement et Changement climatique Canada présentée en septembre 2014.

Muir, D.C.G., Teixeira, C.F., Epp, J., Young, T., Wang, X., Keir, M., Backus, S. 2011. Bioaccumulation of Selected Halogenated Organic Flame Retardants in Remote Lakes and in the Great Lakes. Affiche présentée à la SETAC.

Na, G., Wei, W., Zhou, S., Gao, H., Ma, X., Qiu, L., Ge, L., Bao, C., Yao, Z. 2015. Distribution characteristics and indicator significance of dechloranes in multi-matrices at Ny-Alesund in the Arctic. Journal of Environmental Sciences 28:8-13.

[New EQC] New Equilibrium Criterion Model. 2012. Version 1.0 (Beta). Peterborough (Ont.) : Université Trent, Canadian Environmental Modelling Centre. [consulté en juillet 2014]. Accès : www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/NewEQCv100.html

[OASIS Forecast] Optimized Approach based on Structural Indices Set [en ligne]. 2005. Version 1.20. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : http://oasis-lmc.org/?section=software

Occidental Chemical Company IUCLID Data Set. 2004. Cité dans US EPA 2009.

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2004. Emission scenario document on plastics additives [en ligne]. Paris (France) : Organisation de coopération et de développement économiques, Direction de l'environnement. Series on Emission Scenario Documents No. 3. Report No.

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques2006. The OECD POV and LRTP Screening Tool, Version 2.2. Paris : OCDE. Accès : www.oecd.org/env/riskassessment. Guide et logiciel. Nouvelle version du logiciel POPorNot 1.0 distribuée lors de l'atelier OCDE/PNUE sur l'utilisation de modèles multimédias pour déterminer les polluants organiques persistants. École polytechnique fédérale, Zurich.

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2009a. Emission scenario document on plastic additives [en ligne]. Paris, France : Organisation de coopération et de développement économiques, Direction de l'environnement. Series on Emission Scenario Documents No. 3. Report No. ENV/JM/MONO(2004)8/REV1. JT03267870. [consulté en février 2014]. Accès : www.oecd.org/chemicalsafety/assessmentofchemicals/publicationsonchemicalsexposureassessment.htm

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2009b. Guidance Document for Using the OECD (Q)SAR Application Toolbox to Develop Chemical Categories According to the OECD Guidance on Grouping of Chemicals [en ligne]. Paris (France) : OCDE, Direction de l'Environnement. Series on Testing and Assessment No. 102. Report No. ENV/JM/MONO(2009)5, JT03260091. Accès : http://search.oecd.org/officialdocuments/displaydocumentpdf/?doclanguage=en&cote=env/jm/mono(2009)5

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2011. QSAR Toolbox User Manual: Strategies for grouping chemicals to fill data gaps to assess genetic toxicity and genotoxic carcinogenicity [en ligne]. Accès : http://www.oecd.org/chemicalsafety/assessmentofchemicals/46985336.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques, Direction de l'environnement. 2012. QSAR Application Toolbox. Version 2.3. Conçu par : Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry.

Oscarson, E.T. 1975. 90-Day Subacute Oral Toxicity Study with Dechlorane Plus 25 in Albino Rats. Laboratoire d'essai : Industrial BIO-TEST Laboratories, Inc. Report no.: IBT No. 622-06273. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. US EPA TSCAT document OTS0537030.

[OxyChem] Occidental Chemical Company. 2005. Transmittal letter on Dechlorane Plus submitted to the US EPA High Production Volume Program. [consulté le 27 février 2014]. Accès : http://www.epa.gov/hpv/pubs/summaries/dechlorp/c15635tl.pdf

OxyChem® Dechlorane Plus® Manual. 2007. Ver. 07-27-2007. Accès : http://www.oxy.com/Our_Businesses/chemicals/documents/dechlorane_plus/dechlorane_plus.pdf

[OxyChem] Occidental Chemical Company. 2009. Final Revised Summaries IUCLID data set on Dechlorane Plus submitted to the US EPA High Production Volume Program. [consulté le 27 février 2014]. Accès : http://www.epa.gov/chemrtk/pubs/summaries/dechlorp/c15635rr3.pdf

[PISSC] Programme international sur la sécurité des substances chimiques.1984. Critère d'hygiène de l'environnement no 34. Chlordane Health and Safety Guide. Programme des Nations Unies pour l'environnement. Organisation internationale du travail. Organisation mondiale de la Santé, Genève.

[PISSC] Programme international sur la sécurité des substances chimiques.1988. Health and Safety Guide No. 13. Chlordane health and Safety Guide. Programme des Nations Unies pour l'environnement. Organisation internationale du travail. Organisation mondiale de la Santé, Genève.

Powers, M.B. 1964. Dechlorane Plus 25 toxicity data report. Acute oral dose range - rats. Laboratoire d'essai : Hazelton Laboratories, Inc. Report no.: Lot No: D-64-438, D-64-439. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. US EPA TSCAT document OTS0537030.

Pridmore, R.D., Thrush, S.F., Wilcock, R.J., Smith, T.J., Hewitt, J.E., Cummings, V.J. 1991. Effect of the organochlorine pesticide technical chlordane on the population structure of suspension and deposit feeding bivalves. Mar Ecol Prog Ser 76:261-271.

Qiu, X.H., Marvin, C.H., Hites, R.A. 2007. Dechlorane Plus and Other Flame Retardants in a Sediment Core from Lake Ontario. Environ Sci Technol 41:6014-6019.

Rajanna, B., de la Cruz, A.A. 1975. Mirex Incorporation in the Environment: Phytotoxicity on Germination, Emergence, and Early Growth of Crop Seedlings. Bulletin of Environmental Contamination & Toxicology 14(1):77-82.

Reiner, E., Helm, P., Tomy, G., Ladwig, G., Ismail, N., Pleskach, K., Klawunn, P., Sverko, E., Muir, D., Whittle, M., et al. 2006. Dechlorane Plus® in the Niagara River and Lake Ontario: Temporal Trends in Suspended Sediments and Lake Trout. Affiche présentée dans le cadre de la 232e réunion nationale de l'ACS s'étant déroulée à San Francisco, en Californie, du 10 au 14 septembre 2006.

Ren, G., Yu, Z., Ma, S., Li, H., Peng, P., Sheng, G., Fu, J. 2009. Determination of Dechlorane Plus in Serum from Electronics Dismantling Workers in South China. Environ Sci Technol 43:9453-9457.

Ren, G., Wang, Z., Yu, Z., Wang, Y., Ma, S., Wu, M., Sheng, G., Fu, J. 2013. Primary investigation on contamination pattern of legacy and emerging halogenated organic pollutions in freshwater fish from Liaohe River, Northeast China. Environ Pollut 172:94-99.

Ren, N., Sverko, E., Li, Y., Zhang, Z., Harner, T., Wang, D., Wan, X., McCarry, B.E. 2008. Levels and isomer profiles of dechlorane plus in Chinese air. Environmental Science and Technology 42:6476-6480.

Roper, D.S., Hickey, C.W. 1994. Behavioural responses of the marine bivalve Macomona liliana exposed to copper- and chlordanedosed sediments. Mar Biol 118:673-680.

Sakuratani, Y., Noguchi, Y., Kobayashi, K., Yamada, J., Nishihara, T. 2008. Molecular size as a limiting characteristic for bioconcentration in fish. J. Environ. Biol. 29(1):89-92.

Salamova, A., Hermanson, M.H., Hites, R.A. 2014. Organophosphate and Halogenated Flame Retardants in Atmospheric Particles from a European Arctic Site. Environ Sci Technol 48:6133-6140.

Salamova, A., Hites, R.A. 2011. Dechlorane Plus in the Atmosphere and Precipitation near the Great Lakes. Environ Sci Technol 45:9924-9930.

Sample, B.E., Opresko, D.M., Suter, G.W. II. 1996. Toxicological Benchmarks for Wildlife: 1996 Revision. Oak Ridge (TN) : Health Sciences Research Division. Présenté au United States Department of Energy. Contract No. DE-AC05-84OR21400.

Saunders, A.L., Quistad, G.B. 1983. Dechlorane Plus metabolism by rats. Laboratoire d'essai : Zoecon Corporation. Report no.: Report No. 3761-35-04-83 [cité dans OxyChem 2009].

Santé Canada. 2013. Listes des additifs alimentaires autorisés. Santé Canada, Aliments et nutrition. [consulté le 24 avril 2014]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fn-an/securit/addit/list/index-fra.php

Santé Canada. 2014. CMP Survey 2014-2015: Determination of Flame Retardants in Consumer Products. Project No.: 2014-2048. 19 juin 2014. Rapport inédit.

Santé Canada. 2015. Supporting documentation: Carcinogenic potential information for 1,4:7,10-Dimethanodibenzo[a,e]cyclooctene, 1,2,3,4,7,8,9,10,13,13,14,14-dodecachloro-1,4,4a,5,6,6a,7,10,10a,11,12,12a-dodecahydro- (Dechlorane Plus®). Ottawa (Ont.) : Santé Canada. Disponible sur demande à l'adresse : substances@ec.gc.ca

Schenker, U., Macleod, M., Scheringer, M., Hungerbühler, K. 2005. Improving data quality for environmental fate models: a least-squares adjustment procedure for harmonizing physicochemical properties of organic compounds. Environ. Sci. Technol. 39:8434-8441.

Sahlström, L.M., Sellström, U., de Wit, C.A., Lignell, S., Darnerud, P.O. 2014. Brominated flame retardants in matched serum samples from Swedish first-time mothers and their toddlers. Environ. Sci. Technol. 48(13), 7584-7592.

She, Y., Wu, J., Zhang, Y., Peng, .Y, Mo, L., Luo, X., Mai, B. 2013. Bioaccumulation of polybrominated diphenyl ethers and several alternative halogenated flame retardants in a small herbivorous food chain. Environmental Pollution 174:164-170.

Shen L, Reiner E, Macpherson K, Kolic T, Sverko E, Helm PA, Bhavsar S, Brindle ID, Marvin CH. 2010. Identification and Screening Analysis of Halogenated Norbornene Flame Retardants in the Laurentian Great Lakes: Dechloranes 602, 603, and 604. Environ Sci Technol 44:760-766.

Shen, L., Reiner, E.J., Helm, P.A., Marvin, C.H., Hill, B., Zhang, X., MacPherson, K.A., Kolic, T.M., Tomy, G.T., Brindle, I.D. 2011a. Historic trends of Dechloranes 602, 603, 604, Dechlorane Plus and other norbornene derivatives and their bioaccumulation potential in Lake Ontario. Environ. Sci. Technol 45:3333-3340. dx.doi.org/10.1021/es104328r.

Shen, L., Reiner, E., Macpherson, K., Kolic, T., Helm, P., Richman, L., Marvin, C., Burniston, D., Hill, B., Brindle, I., McCrindle, R., Chittim, B. 2011b. Dechloranes 602, 603, 604, dechlorane plus, and chlordane plus, a newly detected analogue, in tributary sediments of the Laurentian Great Lakes. Environ Sci Technol45:693-699.

Shen, L., Reiner, E., Macpherson, K., Kolic, T., Sverko, E., Helm, P.A., Bhavsar, S., Brindle, I.D., Marvin, C.H. 2010. Identification and Screening Analysis of Halogenated Norbornene Flame Retardants in the Laurentian Great Lakes: Dechloranes 602, 603, and 604. Environ Sci Technol 44:760-766.

Shen, L., Jobst, K., Helm, P., Reiner, E., McCrindle, R., Tomy, G., Backus, S., Brindle, I., Marvin, C. 2012. Identification and determination of the dechlorination products of dechlorane 602 in Great Lakes fish and Arctic beluga whales by gas chromatography-high resolution mass spectrometry. Anal Bioanal Chem404(9):2737-2748.

She, Y., Wu, J., Zhang, Y., Peng, .Y, Mo, L., Luo, X., Mai, B. 2013. Bioaccumulation of polybrominated diphenyl ethers and several alternative halogenated flame retardants in a small herbivorous food chain. Environmental Pollution 174:164-170.

Shoeib, M., Ahrens, L., Jantunen, L., Harner, T. 2014. Atmospheric concentrations of organobromine, organochlorine and organophosphate flame retardants in Toronto, Canada. Ébauche de manuscrit.

Shoeib, M., Harner, T., Webster, G.M., Sverko, E., Cheng, Y. 2012. Legacy and current-use flame retardants in house dust from Vancouver, Canada. Environ. Pollut. 169:175-182.

Siddique, S., Xian, Q., Abdelouahab, N., Takser, L., Phillips, S.P., Feng, Y.L., Wang, B., Zhu, J. 2012. Levels of dechlorane plus and polybrominated diphenylethers in human milk in two Canadian cities. Environ Int39:50-55.

STP Model [modèle sur l'élimination des usines de traitement des eaux usées]. 2001. Version 1.5. Peterborough (Ont.) : Trent University, Canadian Environmental Modelling Centre. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/VBSTP.html.

Sühring, R., Möller, A., Freese, M., Pohlmann, J., Wolschke, H., Sturm, R., Xie, Z., Hanel, R., Ebinghaus, R. 2013. Brominated flame retardants and dechloranes in eels from German Rivers. Chemosphere90:118-124.

Sverko, E., Reiner, E.J., Tomy, G.T., Mccrindle, R., Shen, L., Arsenault, G., Zaruk, D., Macpherson, K.A., Marvin, C.H., Helm, P.A., et al. 2010. Compounds structurally related to Dechlorane Plus in sediment and biota from Lake Ontario (Canada). Environ Sci Technol44:574-579.

Sverko, E., Tomy, G.T., Marvin, C.H., Zaruk, D., Reiner, E., Helm, P.A., Hill, B., McCarry, B.E. 2008. Dechlorane Plus levels in sediment of the Lower Great Lakes. Environ. Sci and Technol 42(2):361-366.

Sverko, E., Tomy, G.T., Reiner, E.J., Li, Y.-F., McCarry, B.E., Arnot, J.A., Law, R.J., Hites, R.A. 2011. Dechlorane plus in the environment: A Reivew. Environ Sci Technol 45:5088-5098.

TemaNord; 2011. Schlabach, M., Remberger, M., Brorström-Lundén, E., Norström, K., Kaj, L., Andersson, H., Herzke, D., Borgen, A., Harju, M. Brominated Flame Retardants (BFR) in the Nordic Environment. Copenhagen (Danemark) : Conseil des ministres des pays nordiques.

Tetko, I.V., Gasteiger, J., Todeschini, R., Mauri, A., Livingstone, D., Ertl, P., Palyulin, V.A., Radchenko, E.V., Zefirov, N.S., Makarenko, A.S., Tanchuk, V.Y., Prokopenko, V.V. 2005. Virtual computational chemistry laboratory - design and description. J Comput Aid Mol Des 19:453-63.

[TIMES] TIssue MEtabolism Simulator [module de prévision]. 2012. Version 2.27.5. Bourgas (Bulgarie) : Université Prof. Assen Zlatarov, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : www.oasis-lmc.org/?section=software&swid=4

Tomy, G., Pleskach, K., Ismail, N., Whittle, M., Helm, P., Sverko, E., Zaruk, D., Marvin, C. 2007. Isomers of Dechlorane Plus in Lake Winnipeg and Lake Ontario Food Webs. Environ Sci Technol 41:2249-2254.

Tomy, G., Thomas, C.R., Zidane, T.M., Murison, K.E., Pleskach, K., Hare, J., Arsenault, G. 2008. Examination of Isomer Specific Bioaccumulation Parameters and Potential In vivo Hepatic Metabolites of syn- and anti-Dechlorane Plus Isomers in Juvenile Rainbow Trout (Oncorhynchus mykiss). Environ Sci Technol 42:5562-5567.

[TOPKAT] Toxicity Prediction by Komputer Assisted Technology [en ligne]. 2004. Version 6.2. San Diego (CA) : Accelrys Software Inc. Accès : http://www.accelrys.com/products/topkat/index.html

Trzyna, G.E.1975. 28-Day Subacute Dermal Toxicity Study with Dechlorane Plus 25 in Albino Rabbits. Laboratoire d'essai : Industrial BIO-TEST Laboratories, Inc. Report no.: IBT No. 601-06280. Société détentrice : Hooker Chemical Corporation. Date du rapport : 13 juin 1975. US EPA TSCAT document OTS0537030.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1993. Wildlife Exposure Factors Handbook. Vol. I. EPA/600/R-93/187a. Office of Research and Development.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2003. Exposure and human health reassessment of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) and related compounds, Part I: Estimating exposure to dioxin-like compounds, Volume 3: Site-specific assessment procedures, Chapter 4: Estimating exposure media concentrations, EPA/600/P-00/001Cb, Environmental Protection Agency des États-Unis, National Center for Environmental Assessment, Washington (DC), décembre 2003.

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2004. HPV Challenge; Robust Summaries and Test Plans: Dechlorane Plus. Lettre d'accompagnement datée du 24 septembre 2004 (no de doc. 201-15635). Accès : http://www.epa.gov/HPV/pubs/summaries/dechlorp/c15635tc.htm

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2009. HPV Challenge; Robust Summaries and Test Plans: Dechlorane Plus. Lettre d'accompagnement datée du 3 mars 2009 (no de doc. 201-16774); rapport IUCLID daté du 7 novembre 2008. Accès : http://www.epa.gov/HPV/pubs/summaries/dechlorp/c16774tc.htm

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2011. Screening-level hazard characterization – Dechlorane plus (CASRN 13560-89-9). Accès : http://hpvis/hazchar/13560899_Dechlorane%20Plus_March_2011.pdf

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2014. An alternatives assessment for the flame retardant decabromodiphenyl ether (decaBDE) Final Report, January 2014. Accès : http://www.epa.gov/oppt/existingchemicals/pubs/actionplans/aa-for-deca-full-version.pdf

[VCCLAB] Virtual Computational Chemistry Laboratory. 2005. ALOGPS 2. [consulté en octobre 2013]. Accès : http://www.vcclab.org

Venier, M., Hites, R.A. 2008. Flame Retardants in the Atmosphere near the Great Lakes. Environ Sci Technol 4:4745-4751.

Venier, M., Wierda, M., Bowerman, M., Hites, R.A. 2010. Flame retardants and organochlorine pollutants in bald eagle plasma from the Great Lakes region. Chemosphere 80:1234-1240.

Venier, M., Dove, A., Romanak, K., Backus, S., Hites, R. 2014. Flame Retardants and Legacy Chemicals in Great Lakes' Water. 2014. Environ Sci Technol 48(16):9563-72.

Venier, M., Salamova, A., Hites, R.A. 2015. Halogenated Flame Retardants in the Great Lakes Environment. Acc. Chem. Res. 48 (7):1853-1861.

Vorkamp, K., Bossi, R., Riget, F.F., Skov, H., Sonne, C. 2015. Novel brominated flame retardants and dechlorne plus in Greenland air and biota. Environmental Pollution 196:284-289.

Wang, D., Alaee, M., Byer, J., Brimble, S., Pacepavicius, G. 2013. Human health risk assessment of occupational and residential exposures to dechlorane plus in the manufacturing facility area in China and comparison with e-waste recycling site. Science of the Total Environment445-446:329-336.

Wang, D.G., Yang, M., Qi, H., Sverko, E., Ma, W.L., Li, Y.F., Alaee, M., Reiner, E.J., Shen L. 2010. An Asia-Specific Source of Dechlorane Plus: Concentration, isomer profiles, and other related compounds. Environ. Sci. Technol 44:6606-6613.

Wang, D.G., Guo, M.X., Pei, W., Byer, J.D., Wang, Z. 2015. Trophic magnification of chlorinated flame retardants and their dechlorinated analogs in a fresh water food web. Chemosphere 118:293-300.

Wang, L., Jia, H., Liu, X., Yang, M., Hong, W., Sun, Y., Su, Y., Qi, H., Song, W., Lin, J., Li, Y. 2012. Dechloranes in a river in northeastern China: spatial trends in multi-matrices and bioaccumulation in fish(Enchelyopus elongatus). Ecotoxicology and Environmental Safety 84:262-267.

Wania, F. 2006. Potential of degradable organic chemicals for absolute and relative enrichment in the Arctic. Environ. Sci. Technol.40:569-577.

Ward, P.D., Tippin, T.K., Thakker, D.R. 2000. Enhancing paracellular permeability by modulating epithelial tight junctions. Pharm Sci Technol Today3:346-358.

[WATERNT] Water Solubility Program [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.01. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Webster, E., Mackay, D., Di Guardo, A., Kane, D., Woodfine, D. 2004. Regional differences in chemical fate model outcome. Chemosphere55:1361-1376.

Weil, E.D., Levchik, S.V. 2009. Flame Retardants for Plastics and Textiles: Practical Applications. Cincinnati (OH) : Hanser Publishers. 297 p.

Wilson, R., Jones-Otazo, H., Petrovic, S., Mitchell, I., Bonvalot, Y., Williams, D., Richardson, G.M. 2013. Revisiting dust and soil ingestion rates based on hand-to-mouth transfer. Human and Ecological Risk Assessment 19(1):158-188. Accès : http://www.tandfonline.com/doi/full/10.1080/10807039.2012.685807

[WSKOWWIN] Water Solubility for Organic Compounds Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.42. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté en janvier 2014]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Wu, B., Liu, S., Guo, X., Zhang, Y., Zhang, X., Li, M., Cheng, S. 2012. Responses of mouse liver to dechlorane plus exposure by integrative transcriptomic and metabonomic studies. Environ Sci & Technol46(19):10758-64.

Wu, J.P., Zhang, Y., Luo, X.J., Wang, J., Chen, S.J., Guan, Y.T., Mai, B.X. 2010. Isomer-Specific Bioaccumulation and Trophic Transfer of Dechlorane Plus in teh Freshwater Food Web from a Highly Contaminated Sites, South China. Environ Sci Technol 44:606-611 [cité dans USEPA HCD].

Wu, J., She, Y., Zhang, Y., Peng, Y., Mo, L., Luo, X., Mai, B. 2013. Sex-dependent accumulation and maternal transfer of dechlorane plus flame reardant in fish from an electronic waste recycling site in South China. Environmental Pollution 177:150-155.

Xian, Q., Siddique, S., Li, T., Feng, Y.L., Takser, L., Zhu, J. 2011. Sources and environmental behavior of dechlorane plus – A review. Environ Int 2011 37:1273-84.

Xiao, H., Shen, L., Yushan, S., Barresi, E., DeJong, M., Hung, H., Lei, Y., Wania, F., Reiner, E., Sverko, E., et al.2012. Atmospheric concentrations of halogenated flame retardatns at two remote locations: the Canadian high arctic and the Tibetan Plateau. Environ Pollut161:154-161.

Xiao, R., Adolfsson-Erici, M., Akerman, G., McLachlan, M.S., MacLeod, M. 2013. A benchmarking method to measure dietary absorption efficiency of chemicasl by fish. Environ Toxicol Chem 32(12):2695-2700.

Yan, X., Zheng, J., Chen, K.H., Yang, J., Luo, X.J., Yu, L.H., Chen, S.J., Mai, B.X., Yang, Z.Y. 2012. Dechlorane plus in serum from e-waste recycling workers: influence of gender and potential isomer-specific metabolism. Environment International 49:31-37.

Yang, Q., Qiu, X., Li, R., Liu, S., Li, K., Wang, F., Zhu, T. 2013. Exposure to typical persistent organic pollutants from an electronic waste recycling site in Northern China. Chemosphere 91(2):205-211.

Yang, M., Jia, H., Ma, W., Qi, H., Cui, S., Li, Y. 2012. Levels, compositions, and gas-particle partitioning of polybrominated diphenyl ethers and dechlorane plus in air in a Chinese northeastern city. Atmos Environ 55:73-79.

Yang, R.Q., Wei, H., Guo, J.H., McLeod, C., Li, A., Sturchio, N.C. 2011. Historically and Currently Used Dechloranes in the Sediments of the Great Lakes. Environ Sci Technol 45:5156-5163.

Yu, L., Luo, X., Zheng, X., Zeng, Y., Chen, D., Wu, J. 2013. Occurrence and biomagnification of organohalogen pollutants in two terrestrial predatory food chains. Chemosphere 93(3):506-511.

Yu, Z.Q., Lu, S.Y., Gao, S.T., Wang, J.Z., Li, H.R., Zeng, X.Y., Sheng, G.Y., Fu, J.M. 2010. Levels and isomer profiles of Dechlorane Plus in the surface soils from e-waste recycling areas and industrial areas in South China. Environmental Pollution 158: 2920-2925.

Zhang, H., Wang, P., Li, Y., Shang, H., Wang, Y., Wang, T., Zhang, Q., Jiang, G. 2013. Assessment on the occupational exposure of manufacturing workers to dechlorane plus through blood and hair analysis. Environ Sci Technol 47(18):10567-73.

Zhang, L.J., Ji, F.N., Li, M., Cui, Y.B., Wu, B. 2014. Short-term effects of Dechlorane Plus on the earthworm Eisenia foetida determined by a systems biology approach. J Hazard Mater 273:239-246.

Zhang, Y., Wu, J.P., Luo, X.J., Sun, Y.X., Mo, L., Chen, S.J., Mai, B.X. 2011b. Tissue distribution and its dechlorinated analogs in contaminated fish : high affinity for anti-DP. Environmental Pollution159:3647-3652.

Zheng, J., Wang, J., Luo, X.J., Tian, M., He, L.Y., Yuan, J.G., Mai, B.X., Yang, Z.Y. 2010. Dechlorane Plus in human hair from an e-waste recycling area in South China: comparison with dust. Environ Sci Technol 44(24):9298-303.

Zhou, S.N., Siddique, S., Lavoie, L., Takser, L., Abdelouahab, N., Zhu, J. 2014. Hexachloronorbornene-based flame retardants in humans: Levels in maternal serum and milk. Environ Int66:11-17.

Zhu, J., Feng, Y.L., Shoeib, M. 2007. Detection of Dechlorane Plus in residential indoor dust in the city of Ottawa, Canada. Environ Sci Technol 41(22):7694-7698.

Zitko, V.1980. The uptake and excretion of mirex and dechloranes by Atlantic salmon. Chemosphere 9:73-78.

Haut de la page

Annexes

Annexe A : Identité structurelle

^a Noms tirés de : USEPA 2014 Alternatives assessment for Flame Retardant DecaBDE, USEPA, Bergman et al., 2012, FTSS d'OxyChem, etc.

A-2. Sélection des analogues et utilisation de modèles de relations quantitatives structure-activité [R(Q)SA]

Les analogues utilisés pour éclairer les sections sur la toxicité dans les sédiments et le sol de la présente évaluation écologique sont présentés dans le tableau 2-2. Le DP remplace l'utilisation du produit ignifuge « mirex organochloré » (également appelé Déchlorane, no CAS 2385-85-5); ainsi, le mirex a été désigné comme étant un analogue potentiel. Le chlordane a également été désigné par la boîte à outils RQSA de de l'OCDE comme étant un analogue ayant une structure et une fonction similaires pour lequel les données sur la toxicité dans les sédiments et le sol étaient disponibles. Le DP, le chlordane, et le mirex (ainsi que les autres « déchloranes ») sont tous synthétisés de façon similaire à partir du hexachlorocyclopentadiène et devraient se comporter de façon similaire dans l'environnement (p. ex. répartition dans le sol et les sédiments, stable/persistant, etc.) (Environnement et Changement climatique Canada, 1977).

Bien que les indices pour les analogues puissent varier sur le plan de la similarité estimée (DP et Chlordane le sont de 59,14 % [Indice de similarité Tanimoto] à 92,6694 % [similarité structurelle de Chem ID], Mirex et DP le sont de 67,35 % [similarité structurelle de Chem ID] à 68,94 % [Indice de similarité Tanimoto]), les structures (p. ex. poids moléculaire, degré de chloration) et le profil de réactivité appuient l'idée selon laquelle les substances sont des analogues appropriés pour l'écotoxicité des sols ou des sédiments. L'utilisation du chlordane et du mirex en tant qu'analogues pour la toxicité est probablement traditionnelle, car ils sont davantage biodisponibles et ainsi, probablement plus toxiques que le DP (au moins pour les organismes aquatiques) en raison de leur hydrosolubilité plus élevée. Par conséquent, ces analogues ont été considérés comme appropriés pour être utilisés dans la section de l'évaluation des effets écologiques (pour les organismes vivant dans les sédiments et le sol) pour représenter le DP.

Bien que le mirex n'ait jamais été homologué en tant que pesticide au Canada, il a été utilisé dans le monde entier comme insecticide d'ingestion (utilisé dans les appâts) pour la lutte contre les fourmis et les autres insectes ravageurs, et comme produit ignifuge dans les plastiques, le caoutchouc, la peinture, le papier et les produits électriques (Environnement et Changement climatique Canada, 2014; PISSC, 1984). Le mirex figure sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], et est réglementé conformément au Règlement de 1989 sur le mirex.

Le chlordane est un pesticide organochloré qui était utilisé au Canada entre le milieu des années 1940 et les années 1980, mais son homologation et son utilisation en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires ont été abandonnées en 1991 (CCME, 1999). Le chlordane est inscrit sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE.

Le chlordane existe sous plusieurs formes isomériques, les plus communes étant les formes (cis) et (trans) (USEPA, 1979). Le nom chimique de l'UICPA pour l'isomère cis de Chlordane est 1,2,4,5,6,7,8,8-octachloro-3a,4,7,7a-tetrahydro-4,7-methanoindane, et pour l'isomère trans, il s'agit de 1,2,4,5,6,7,8,8-octachloro-3a,4,7,7a-hexahydro-4,7-methano-1H-indene. Le chlordane technique est un mélange de plus de 140 hydrocarbures chlorés (ATSDR 1989a); le chlordane de qualité technique est composé à environ 24 % d'isomère g, 19 % d'isomère a, 10 % d'heptachlor, 21 % d'isomère de chlordene, 7 % de nonachlore, et 18,5 % de composés chlorés connexes (Environnement et Changement climatique Canada, 1998).

Annexe B : Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques du DP ont été vérifiées aux fins d'uniformité interne, conformément au procédé d'ajustement par la méthode des moindres carrés (Schenker et al., 2005). Pour ce faire, la moyenne géométrique ou arithmétique (pour les coefficients de partage log) des valeurs disponibles pour chaque paramètre physique et chimique (pression de vapeur, hydrosolubilité, solubilité dans l'octanol, log K_oe, log K_oa et log K_ae) a été saisie dans le modèle. Des valeurs de sous-refroidissement ont été utilisées pour la pression de vapeur, l'hydrosolubilité et la solubilité dans l'octanol. Les valeurs utilisées pour déterminer ces moyennes représentent les valeurs indépendantes les plus fiables disponibles découlant de données empiriques, et de la modélisation (tableau B-1; pour toutes les valeurs physiques et chimiques, consulter le tableau B-2). En déterminant l'uniformité interne des propriétés, le modèle d'ajustement selon la méthode des moindres carrés produit également des valeurs prévues (tableau B-1).

Tandis que des données expérimentales liées à l'hydrosolubilité et à la pression de vapeur existent pour le DP, une incertitude subsiste quant à ces valeurs. Aux fins de la présente évaluation, la valeur de log K_oe de 8,78 calculée par ajustement selon la méthode des moindres carrés a été sélectionnée. Afin de maintenir l'uniformité interne des valeurs de propriétés physiques et chimiques, les valeurs obtenues par ajustement selon la méthode des moindres carrés pour l'hydrosolubilité et la pression de vapeur ont également été prises en compte. Les valeurs finales sélectionnées sont résumées au tableau 2-1. Généralement, le DP se caractérise par une hydrosolubilité très faible, une pression de vapeur faible à très faible ainsi qu'un coefficient de partage carbone organique-eau et un coefficient de partage octanol-eau très élevés.

Moyenne géométrique/moyenne « - » : Aucune donnée.

^a WSKOWWIN, 2010.

^b WATERNT, 2010 (méthode des fragments).

^c La moyenne arithmétique calculée pour des valeurs de log est équivalente à la moyenne géométrique des valeurs exponentielles (de coefficients de partage).

^d Afin d'optimiser l'indépendance des estimations de paramètres, les valeurs modélisées fondées sur la valeur de log K_oe de l'utilisateur n'ont pas été incluses dans le calcul de moyenne géométrique de l'hydrosolubilité.

^e Toutes les sources de données dans le tableau B-2 (prendre note de la conversion des unités pour l'hydrosolubilité), autres que la solubilité de l'octanol (USEPA, 2009 et ECHA, 2013a). Les valeurs individuelles énumérées sont des valeurs au stade solide pour la solubilité de PV, HS et l'octanol; les valeurs d'entrée et de sortie LSA, moyenne géométrique et moyenne pour l'état liquide sous-refroidi sont entre parenthèses sous Valeur d'entrée.

Abréviations : log K_oe, coefficient de partage octanol-eau; log K_co, coefficient de partage carbone organique-eau; log K_oa, coefficient de partage octanol-air; pKa, constante de dissociation acide; s.o., sans objet.

^a Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales rapportées par les auteurs ou estimées par les modèles.

^b Pour la méthode d'ajustement des moindres carrés, voir le tableau B-1 pour une liste des valeurs utilisées.

^c Log K_oe utilisé = 11,27 (KOWWIN).

^d Log K_oe utilisé = 8,78 (méthode LSA).

^e USEPA (2009) HPV (ensemble de données de l'IUCLID du 7 novembre 2008) a indiqué que le résultat indirect de l'expérience de partage sédiments-eau a suggéré que la solubilité était d'environ 44 ng/L (totale pour les deux isomères). Cette valeur inférieure a également été considérée comme la meilleure estimation d'hydrosolubilité.

^f Le résumé du rapport sur l'hydrosolubilité de l'ECHA (2013b) a été publié après l'analyse des données et la modélisation aux fins de l'évaluation provisoire du DP; par conséquent, il n'a pas été inclus dans la méthode d'ajustement des moindres carrés (LSA) pour déterminer les propriétés physiques et chimiques choisies. Cependant, l'ECHA (2013b) a déclaré que les résultats sont très semblables à la valeur relative à l'hydrosolubilité choisie dans cette évaluation et qu'ils seront pris en compte aux fins de l'évaluation finale.

^a Propriétés physiques et chimiques fournies par Environnement et Changement climatique Canada (1998).

^b Propriétés expérimentales physiques et chimiques présentées dans Episuite (2000-2012).

Annexe C : Estimations de la limite supérieure de l'absorption quotidienne (µg/kg p.c. par jour) de DP par divers groupe d'âge au sein de la population générale du Canada

Abréviations : s.o., sans objet.

^a On présume que le nourrisson pèse 7,5 kg, respire 2,1 m³ d'air par jour (Santé Canada, 1998) et ingère 38 et 0 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

^b On présume que les nourrissons allaités exclusivement consomment 0,742 L de lait maternel par jour (Santé Canada, 1998), et on présume que le lait maternel constitue la seule source alimentaire. Les concentrations du 95^e centile de DP total (0,054 ng/g poids humide) dans les échantillons de lait maternel (n = 102) recueillis en 2008-2009 auprès de femmes de Sherbrooke, Québec, Canada (Zhou et al., 2014; communication personnelle de l'EHSRB, Santé Canada, datée du 15 mai 2014), multipliée par une densité du lait maternel de 1,03 g/mL (convertie à 0,06 ug/L), a été choisie pour la dérivation de la limite supérieure d'absorption quotidienne de DP par exposition au lait maternel.

^c On présume que les nourrissons nourris à la préparation exclusivement consomment 0,8 L d'eau par jour (Santé Canada, 1998), qui est utilisée pour reconstituer la préparation. Pour plus de renseignements, consulter la note de bas de page sur les aliments, ainsi que la note de bas de page sur l'eau.

^d On assume que les nourrissons non nourris à la préparation exclusivement consomment 0,7 L d'eau par jour, 45,1 g de produits céréaliers par jour et 99,1 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998). Environ 50 % des enfants non nourris au lait maternisé ont commencé à manger des aliments solides à 4 mois, et 90 % ont commencé à 6 mois (Santé et Bien-être social Canada, 1990).

^e On assume que l'enfant pèse 15,5 kg, qu'il respire 9,3 m³ d'air par jour, qu'il boit 0,7 L d'eau par jour, qu'il consomme 54,7 g de poisson par jour, 162,2 g de produits céréaliers par jour, et 149,1 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998), et qu'il ingère 41 et 14 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

^f On assume que l'enfant pèse 31,0 kg, qu'il respire 14,5 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,1 L d'eau par jour, qu'il consomme 89,8 g de poisson par jour, 290,1 g de produits céréaliers par jour, et 180,0 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998), et qu'il ingère 31 et 21 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

^g On assume que l'enfant pèse 59,4 kg, qu'il respire 15,8 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,2 L d'eau par jour, qu'il consomme 97,3 g de poisson par jour, 320,9 g de produits céréaliers par jour, et 213,0 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998), et qu'il ingère 2,2 et 1,4 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

^h On assume que l'enfant pèse 70,9 kg, qu'il respire 16,2 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,5 L d'eau par jour, qu'il consomme 111,7 g de poisson par jour, 248,4 g de produits céréaliers par jour, et 220,5 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998), et qu'il ingère 2,5 et 1,6 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

ⁱ On assume que l'enfant pèse 72,0 kg, qu'il respire 14,3 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,6 L d'eau par jour, qu'il consomme 72,9 g de poisson par jour, 229,0 g de produits céréaliers par jour, et 213,8 g de plats préparés et de soupes par jour (Santé Canada, 1998), et qu'il ingère 2,5 et 1,5 mg de poussière et de sol par jour, respectivement (Wilson et al., 2013).

^j La concentration maximale de 340 pg/m³, mesurée dans la Région des Grands Lacs (île Burnt, Ontario; Hung et al., 2014), a été choisie pour calculer l'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne par exposition à l'air.

^k On n'a déterminé aucune donnée de surveillance de l'eau potable. La concentration moyenne de DP de 13,9 pg/L provenant du lac Ontario, soit la concentration la plus élevée parmi les Grands Lacs (Venier et al., 2014), a été choisie pour calculer de l'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition par l'eau potable.

^l On n'a déterminé aucune donnée de suivi des aliments du commerce au Canada; cependant, des données sur trois catégories d'aliments pour bébés ont été recensées pour les échantillons prélevés aux États-Unis (Liu et al., 2014). Les concentrations maximales de DP dans des préparations pour nourrissons (83,2 pg/g ph), des céréales (427 pg/g ph) et de la purée (23,6 pg/g ph) des États-Unis ont été choisies pour calculer les estimations de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition de nourrissons par l'entremise de préparations (groupe nourri à la préparation pour nourrissons seulement), de produits céréaliers (nourrissons non nourris à la préparation et tous les groupes d'âge supérieur), et de plats préparés et de soupes (nourrissons non nourris à la préparation et tous les groupes d'âge supérieur), respectivement. La limite supérieure de la concentration moyenne de 0,85 ng/g ph (7,2 ng/g pl) chez le touladi du lac Ontario (Ismail et al., 2009) a été choisie pour calculer l'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne par exposition à tous les produits alimentaires liés au poisson du groupe des aliments aquacoles. Les quantités d'aliments de plus de 12 groupes alimentaires consommées quotidiennement par chaque groupe d'âge ont été tirées de l'Enquête Nutrition Canada de 1970-1972 (Santé Canada, 1988).

^m Les concentrations totales de DP au 95^e centile (107,4 ng/g) de l'étude de base canadienne (n=413) ont été choisies pour calculer les estimations de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition par la poussière.}

ⁿ On n'a déterminé aucune donnée de surveillance des sols en Amérique du Nord. Par conséquent, la concentration environnementale estimée (CEE) maximale dans le sol de 59 000 ng/g ps (0,059 mg/kg ps) a été choisie pour calculer l'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne par exposition au sol.

Annexe D : Concentrations de DP dans la poussière domestique

Abréviations : P95 = 95^e centile; P90 = 90^e centile; ON = Ontario; C.-B. = Colombie-Britannique; NS = non spécifié; ND = non détecté; TI = Étude pilote poussée de Toronto.

^a À l'exclusion d'une valeur extrême de 5683 ng/g.

Annexe E : Concentrations de DP dans le lait maternel

Abréviations : pl = poids lipidique; P95 = 95^epercentile; QC = Québec; ON = Ontario; LD = limite de détection; n = nombre d'échantillons; NS = non spécifié.

Annexe F : Concentrations de DP dans le sérum humain

Abréviations : pl = poids lipidique; P95 = 95^e centile; n = nombre d'échantillons; ND = non détecté; NS = non spécifié

Haut de la page