Ébauche du rapport sur l'état des connaissances scientifiques

Groupe de certaines substances ignifuges organiques
2-(Allyloxy)-1,3,5-tribromobenzène ATE
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
3278-89-5

Environnement Canada
Santé Canada
Octobre 2016

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Table des matières

• Sommaire
• 1. Introduction
• 2. Identité des substances
  • 2.1 Identité de la substance - ATE
  • 2.2 Sélection des analogues
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets dans l'environnement
• 7. Devenir et comportement dans l'environnement
  • 7.1 Distribution dans l'environnement
  • 7.2 Persistance dans l'environnement
  • 7.3 Potentiel de bioaccumulation
• 8. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 8.1 Effets sur l'environnement
  • 8.2 Exposition de l'environnement
  • 8.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
  • 8.4 Examen des éléments de preuve et conclusion
  • 8.5 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement
• 9. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
  • 9.1 Exposition
  • 9.2 Effets sur la santé
  • 9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
  • 9.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine
• 10. Résultat proposé
• 11. Références
• Annexes
  • Annexe A : Propriétés physiques et chimiques détaillées de l'ATE
  • Annexe B : Estimations de la limite supérieure de l'absorption quotidienne (μg/kg p.c. par jour) de l'ATE par divers groupes d'âge au sein de la population générale du Canada
  • Annexe C : Analyse d'autres éléments de preuve pour le potentiel de génotoxicité et de cancérogénicité de l'ATE

Liste des tableaux

• Tableau 2-1. Identité de la substance – 1,3,5-tribromobenzène-2-(2-propenyloxy)-
• Tableau 3-1. Résumé des principales propriétés physiques et chimiques de l'ATE
• Tableau 7-1. Résultats du modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2012) pour l'ATE
• Tableau 7-2. Résumé des données principales concernant la dégradation abiotique de l'ATE^[a]
• Tableau 7-3. Résumé des données principales concernant la biodégradation de l'ATE
• Tableau 7-4. Résumé des facteurs de bioconcentration modélisés (FBC, L/kg) chez les poissons pour l'ATE dans le groupe de certaines substances ignifuges organiques
• Tableau 7-5. Facteurs de bioaccumulation empiriques pour l'ATE
• Tableau 8-1. Résumé des données empiriques sur la toxicité aquatique pour l'ATE
• Tableau 8-2. Résumé des données modélisées sur la toxicité aiguë de l'ATE pour les organismes aquatiques
• Tableau 8-3. Résumé des valeurs d'entrée utilisées pour estimer les concentrations aquatiques provenant de la fabrication de produit de polystyrène de l'ATE
• Tableau 8-4. Résumé des plages de concentrations environnementales estimées dans l'eau, les sédiments et le sol, découlant de scénarios d'exposition industrielle
• Tableau 8-5. Quotients de risque obtenus pour différents milieux et scénarios d'exposition à l'ATE

Sommaire

Conformément à l'article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], le ministre de l'Environnement et le ministre de la Santé ont préparé une ébauche préalable du rapport sur l'état des connaissances scientifiques sur le 2-(allyloxy)-1,3,5-tribromobenzène (ester 2,4,6-tribromophénylique) [ATE] (n° CAS 3278-89-5).

L'objectif du présent rapport est d'examiner l'état actuel des connaissances scientifiques sur l'ATE et de fournir une analyse à jour du potentiel de risques posés à l'environnement et à la santé humaine au Canada.

Cette substance fait partie du groupe de certaines substances ignifuges organiques du Plan de gestion des produits chimiques du Canada, 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. L'ATE a été déclaré prioritaire à des fins de mise en place de mesures qui tiennent compte des possibles dangers pour l'environnement relevés dans une évaluation menée à la suite de déclarations reçues en vertu des dispositions relatives aux nouvelles substances de la LCPE. Bien que cette substance ne figure pas sur la Liste intérieure des substances (LIS), elle est commercialisée au Canada depuis la période de transition entre l'établissement de la LIS et l'entrée en vigueur du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) (entre le 1^er janvier 1987 et le 1^er juillet 1994).

L'ATE ne se trouve pas à l'état naturel dans l'environnement. L'ATE n'est actuellement pas fabriqué au Canada. Une enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE a déterminé que, en 2011, moins de cinq répondants ont importé au Canada une quantité totale d'ATE allant de 100 000 à 1 000 000 kg. Les utilisations de l’ATE au Canada sont présumés être en ligne avec les usages internationaux. À l'échelle mondiale, l'ATE est utilisé comme produit ignifuge pour la mousse de polystyrène expansé, la polyoléfine, l'isolation de fils en polyamide/polyimide, des adhésifs, des revêtements, et des textiles industriels.

D'après le rapport de mise à jour de l'inventaire de l'Environmental Protection Agency des États-Unis, 4,5 à 230 tonnes (10 000 à 500 000 lb) d'ATE ont été produites à l'échelle nationale aux États-Unis en 2006. Le nombre de sites de fabrication, de traitement et d'utilisation de la substance déclaré variait de 1 à 99. On estime que l'ATE est une substance chimique produite en faibles quantités dans l'Union européenne, le terme « faible quantité » étant défini comme une quantité allant de 10 à 1 000 tonnes par an.

L'ATE affiche une faible pression de vapeur et une constante de la loi d'Henry modérée, des valeurs expérimentales et prévues de log K_oe et de log K_co élevées, et des valeurs modélisées et empiriques d'hydrosolubilité très faibles.

L'ATE a été mesuré dans l'environnement canadien (air, eau et biote) et à l'échelle internationale (air, eau, sédiments, boues, et biote). D'après la modélisation, l'ATE devrait résider principalement dans le sol et les sédiments en fonction du milieu dans lequel il est rejeté, avec moins de 3 % de la substance résidant dans l'eau. Des modèles de transport à grande distance indiquent que l'ATE ne devrait pas être très préoccupant en termes de transport à grande distance. L'ATE a une demi-vie atmosphérique courte et se dégrade rapidement après son rejet dans l'air, lorsqu'il est en phase gazeuse. Des propriétés physiques et chimiques de l'ATE indiquent que, dans l'air, un faible pourcentage de la substance sera adsorbé aux particules et que la plus grande partie de la substance sera présente en phase gazeuse (99 %). Des modèles de transport à grande distance indiquent que l'ATE ne devrait pas être transporté sur de grandes distances dans l'environnement.

Des données de biodégradation expérimentales et modélisées indiquent que l'ATE montre une persistance modérée dans l'eau, le sol et les sédiments. Des données empiriques indiquent que l'ATE est persistant lorsqu'il est adsorbé aux sols ou aux sédiments. Des données modélisées laissent supposer que l'ATE se minéralisera en quelques mois et probablement en moins d'un an.

En outre, des données modélisées indiquent que l'ATE subira une bioaccumulation dans le biote et qu'il a un potentiel de bioamplification.

D'après les essais empiriques sur la toxicité pour les organismes aquatiques, l'ATE pourrait entraîner des effets néfastes sur les organismes pélagiques (poissons et crustacés). La modélisation indique également des effets potentiels sur les organismes aquatiques à de faibles concentrations. Aucune donnée sur la toxicité dans le sol ou les sédiments ou pour les espèces sauvages n'était disponible. Le fait qu'il n'y ait aucun effet (DL50 par voie orale) à des concentrations supérieures à 2 000 mg/kg p.c. par jour chez des rats Sprague-Dawley indique que des effets nocifs sont peu susceptibles de se produire chez les mammifères sauvages dans le cadre des scénarios industriels actuels.

Les résultats de la modélisation de résidus corporels critiques indiquent que l’ATE n’a pas de potentiel de bioaccumulation; cependant, si les concentrations environnementales devaient approcher la limite d’hydrosolubilité, il y aurait un potentiel pour des effets toxiques.

Quatre dérivés potentiels de l'ATE ont été prévus à l'aide d'une modélisation du devenir dans l'environnement . Trois des quatre substances peuvent être définies, notamment : le 3-(2,4,6-tribromophénoxy) propane-1,2-diol (n° CAS 51286-98-7), le 2,4-dibromobenzène-1-(2-propenyloxy)- (n° CAS 69227-61-8), et le 2,4,6-tribromophénol (n° CAS 118-79-6). Les résultats de la modélisation ont indiqué que certains de ces dérivés pouvaient avoir un potentiel d'accumulation dans une certaine mesure chez les poissons, et que l'un d'entre eux devrait présenter une toxicité modérée à élevée pour les algues, les daphnies et les poissons. Deux métabolites possibles ont été prévus pour l'ATE, à savoir le 2,4,6-tribromophénol (TBP) et l'acroléine. Cependant, il y a un faible niveau de confiance à l'égard de la prévision de métabolites, car l'ATE s'inscrivait en dehors du domaine de modèle. L'acroléine ne devrait pas persister ni se bioaccumuler dans l'environnement, mais la substance est hautement toxique pour les organismes aquatiques. Le 2,4,6-TBP a été jugé persistant dans l'air et dans les boues. On a établi que le potentiel de bioconcentration de la substance était modéré et très toxique pour les organismes aquatiques.

L'ATE est présent dans des produits commerciaux et de consommation en tant qu'additif et produit ignifuge réactif. En tant que produit ignifuge réactif, il ne devrait pas y avoir de rejets d'ATE à partir de produits électroniques; cependant, des rejets de produits dans lesquels l'ATE est utilisé comme additif (mousse de polystyrène expansé) devraient survenir, mais en quantités minimes et diffuses. On s'attend à ce que les plus importants rejets d'ATE dans l'environnement soient attribuables à l'utilisation industrielle (c.-à-d. la fabrication de produits). Des scénarios de rejets industriels élaborés pour fournir des estimations de l'exposition dans le milieu aquatique, y compris les sédiments et les boues, ont indiqué qu'il est peu probable que le risque d'effets néfastes pour les organismes dans ces milieux, découlant de l'exposition à l'ATE, soit fondé sur les niveaux actuels.

Compte tenu de tous les éléments de preuve disponibles présentés dans cette ébauche de rapport sur l'état des connaissances scientifiques, il existe actuellement un faible potentiel de risque  pour les organismes et l'intégrité générale de l'environnement dû à l'ATE.

Pour l'évaluation des risques pour la santé humaine, l'exposition de la population générale à l'ATE dans les milieux naturels (air, eau et aliments) est jugée faible. L'exposition de la population générale découlant de l'utilisation de produits de consommation (p. ex., des produits électroniques ou du polystyrène expansé) devrait être minime, d'après les propriétés de l'ATE en tant que produit ignifuge réactif dans le plastique et le faible risque d'exposition par l'intermédiaire du polystyrène expansé contenant de l'ATE sous forme d'additif ignifuge.

Les organismes de réglementation nationaux ou internationaux n'ont relevé aucune classification des effets sur la santé de l'ATE. Des données empiriques limitées concernant les effets sur la santé de l'ATE étaient disponibles. Des analyses de plusieurs éléments de preuve étaient non concluantes quant au potentiel de génotoxicité et de cancérogénicité. L'exposition de la population générale dans les milieux naturels et par des produits de consommation au Canada devrait être négligeable; ainsi, les effets nocifs sur la santé humaine sont jugés faibles. À titre d'élément de preuve supplémentaire, il est à noter que l'absorption estimée de l'ATE à partir de milieux naturels et d'aliments pour la population générale est inférieure à la plus faible valeur du seuil de préoccupation toxicologique établie.

Résultat général proposé

Même si les niveaux d'exposition estimés actuellement de l'ATE n'indiquent pas de danger pour l'environnement ou la santé humaine, des inquiétudes pourraient être soulevées si les quantités importées et utilisées devaient augmenter au Canada.

Comme l'ATE représente une option commerciale à d'autres produits ignifuges, il se peut que les volumes augmentent au Canada. Étant donné que l'ATE ne figure pas à la LIS, la substance continuera d'être assujettie au Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) aux termes de la LCPE, ce qui obligera la notification préalable à la mise en marché de toute importation ou fabrication nouvelle de cette substance et permettra de mettre en place d'autres restrictions, s'il y a lieu de le faire.

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1. Introduction

Conformément aux articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE] (Canada, 1999), les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à des évaluations 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 de l'article 73 de la LCPE ou étaient considérées comme prioritaires en raison de préoccupations relatives à l'environnement et/ou à la santé humaine (Environnement 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. En outre, ces substances sont 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 ébauche du rapport sur l'état des connaissances scientifiques est axée sur la substance appelée 2-(allyloxy)-1,3,5-tribromobenzène  (ester 2,4,6-tribromophénylique) [ATE] (n^o CAS 3278-89-5).

La substance est incluse dans la Liste extérieure des substances (LES). La LES est un inventaire des substances qui ne sont pas inscrites sur la LIS, mais qui sont reconnues comme étant utilisées à l'échelle internationale. Étant donné que l'ATE ne figure pas sur la LIS, il est soumis au Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères), conformément à la LCPE 1999 [Canada, 2005]. À la suite d'évaluations des risques liés aux substances nouvelles pour la santé humaine et l'environnement menées en décembre 2000, on soupçonne l'ATE d'être toxique aux termes de la LCPE. L'ATE est commercialisé au Canada depuis la période de transition entre l'établissement de la LIS et l'entrée en vigueur du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (entre le 1^er janvier 1987 et le 1^er juillet 1994).

La finalité du rapport consiste à passer en revue les connaissances scientifiques actuellement disponibles sur l'ATE et à présenter une analyse à jour des dangers potentiels qu'il représente pour l'environnement et la santé humaine au Canada.

La présente ébauche du rapport sur l’état des connaissances scientifiques 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. On a relevé des données pertinentes jusqu'en février 2014 pour Environnement Canada, et jusqu'à mai 2014 pour Santé Canada. Cependant, une recherche rapide a été effectuée pour inclure toute documentation importante jusqu'en juin 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 de rapport sur l'état des connaissances scientifiques 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 l'évaluation..

La présente ébauche du rapport sur l'état des connaissances scientifiquesa été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties du rapport 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. Des commentaires sur les portions techniques concernant l'environnement ont été reçus de la part d'experts scientifiques, notamment M. Jon Arnot, Ph. D., (Arnot Research and Consulting), M. Adrian Covaci. Ph. D., (Université d'Anvers), M^me Miriam Diamond, Ph. D., (Diamond Environmental Research Group), M. Michael Francis (Nova Chemicals), et M^me Linda Santry (Nova Chemicals). Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M. Michael Jayjock (LifeLine Group), M. Bernard Gadagbui (TERA) et M^me Patricia McGinnis (Independent Consultant). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de rapport sur l'état des connaissances scientifiques.

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2. Identité des substances

2.1 Identité de la substance -- ATE

Aux fins du présent document, le 1,3,5-tribromobenzène-2-(2-propenyloxy)- sera appelé ATE. L'identité de l'ATE est présentée dans le tableau 2-1 et les documents à l'appui (Environnement Canada, 2015). Les renseignements sur la structure chimique de l'ATE sont présentés au tableau 2-1.

L'ATE est un composé aromatique et il est considéré comme un produit ignifuge bromé. L'ATE est synthétisé par condensation d'une mole de 2,4,6-tribromophénol (TBP, qui est lui-même un produit ignifuge) avec du 3-bromoprop-1-ène (bromure d'allyle) [Ma et al., 2012]. Des renseignements supplémentaires sur l'identité de la substance se trouvent dans l'annexe A.

2.2 Sélection des analogues

Aucun analogue environnemental adéquat de l'ATE n'était disponible.

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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'applications. 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 3-1 résume les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) de l'ATE qui se rapportent à son devenir dans l'environnement et à son écotoxicité. Un tableau détaillé des propriétés physiques et chimiques de l'ATE (empiriques et modélisées) se trouve à l'annexe A. Les données empiriques sur les propriétés physiques et chimiques de l'ATE sont limitées. Des données empiriques tirées du rapport Great Lakes Solutions (2010) pour le produit ignifuge PHE-65 (défini par le n^o CAS 3278-89-5) et d'une présentation de projet (1996a-g) sont présentées au tableau 3-1. Le pourcentage de pureté du PHE-65 (ATE) n'est pas connu. L'ATE est produit sous forme de poudre sèche (USEPA, 2006). Des données empiriques indiquent que le point de fusion de l'ATE varie de 74 à 76 °C (présentation de projet, 1996a), et la substance a une faible hydrosolubilité (0,24 mg/L) [présentation de projet, 1996g]. Des vapeurs empiriques de pression de vapeur et des coefficients de partage octanol-eau sont disponibles; cependant, étant donné que ces valeurs ne sont pas limitées, elles ne sont pas incluses en tant que données d'entrée dans la modélisation du devenir et de la toxicité. Des résultats d'une étude du spectre d'absorption de la lumière visible et ultraviolette n'ont indiqué aucun pic d'absorption observé dans la plage de longueurs d'onde visible (présentation de projet, 1996i). Des pics d'absorption ont été observés dans la plage de longueurs d'onde ultraviolette, ce qui laisse entendre que l'ATE peut subir une photodégradation découlant de rayonnements ultraviolets.

Des modèles fondés sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) ont été utilisés pour générer des données pour les propriétés physiques et chimiques de l'ATE. L'ATE affiche une faible hydrosolubilité prévue de 0,078 mg/L à 25 °C. Il affiche également une faible pression de vapeur prévue de 0,00854 à 0,0135 Pa ainsi qu'une constante de la loi d'Henry modérée estimée entre 2,65 et 2,68 Pa·m³/mol à 25 °C. L'ATE se caractérise par un coefficient de partage octanol-eau élevé (log K_oe modélisé de 5,59; valeur empirique supérieure à 4,86) et un coefficient de partage carbone organique-eau élevé (log K_co modélisé de 3,12 à 4,97).

Étant donné que l'ATE est un solide, les propriétés de liquide sous-refroidi liées aux valeurs de pression de vapeur et d'hydrosolubilité sont estimées et comparées aux résultats empiriques et du modèle RQSA. Des estimations du rapport de fugacité sont utilisées pour déterminer les propriétés de liquide sous-refroidi découlant de propriétés à l'état solide. Les résultats liés aux valeurs de sous-refroidissement ne diffèrent pas considérablement des valeurs à l'état solide, sauf pour les valeurs du modèle ECOSAR.

L'ATE s'inscrit dans le domaine d'applicabilité du modèle RQSA EPI Suite. Les domaines structural ou paramétrique (propriétés) sont représentés dans la base de calibration utilisée pour le modèle.

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 octanol-air; pKa, constante de dissociation acide; ND, non disponible.

^a ND, car l'ATE n'a pas de groupes ionisables.

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4. Sources

D'après les publications disponibles, l'ATE n'est pas connu pour être produit naturellement et il est jugé de nature anthropique. Au Canada, l'ATE a été antérieurement produit par Chemtura Corporation sous l'appellation commerciale PHE-65 (Ma et al., 2012; Covaci et al., 2011). L'ATE n'est actuellement pas fabriqué au Canada (ECCC 2013-2014).

Quelques entreprises sont connues pour avoir importé de l'ATE au Canada en 2011 (Environnement Canada, 2013). Entre 100 000 et 1 000 000 kg d'ATE ont été importés au Canada en 2011 (Environnement Canada, 2013) [annexe 5-6]. Cette information a été obtenue par l'entremise de l'enquête menée en vertu de l'article 71 (Canada, 2013).

D'après le rapport de mise à jour de l'inventaire de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 2006), moins de 230 tonnes (plus de 500 000 lb) d'ATE ont été produites à l'échelle nationale aux États-Unis en 2006. Le nombre de sites de fabrication, de traitement et d'utilisation de la substance a été déclaré comme variant de 1 à 99; cependant, il est à noter que ces chiffres pourraient constituer une surestimation (USEPA, 2006). On estime que l'ATE est produit en faibles quantités dans l'Union européenne (UE) (Harju et al., 2009). Le terme « faible quantité » est défini comme une quantité allant de 10 à 1 000 tonnes par an (Agence environnementale du Royaume-Uni, 2010).

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5. Utilisations

À l'échelle mondiale, l'ATE peut être utilisé comme produit ignifuge dans divers polymères, comme le polyester, le polypropylène, le polystyrène, et d'autres polycarbonates (Kolic et al., 2009). Le plus souvent, ces polymères sont utilisés dans des boîtiers électroniques, des revêtements de câbles et de fils, et la mousse de polystyrène expansé. La mousse de polystyrène expansé contenant un produit ignifuge traité peut être utilisée des matériaux de construction ou d'emballage (Nova Chemicals, 2012). L'ATE est utilisé comme produit ignifuge pour la mousse de polystyrène expansé, la polyoléfine, l'isolation de fils en polyamide/polyimide, des adhésifs, des revêtements, et des textiles industriels (Ash et Ash, 2003).

L'ATE est également ajouté aux plastiques en tant que produit ignifuge réactif, c'est-à-dire qu'il est ajouté au cours du procédé de polymérisation afin de devenir part du polymère (Fisk et al., 2003; Harju et al., 2009). Ce procédé donne naissance à un polymère modifié ayant des propriétés de produit ignifuge. Ce procédé minimise le rejet de produit ignifuge découlant du polymère, car il implique une réaction par covalence avec le polymère, maintenant ainsi les propriétés ignifuges intactes pendant plus longtemps, avec des émissions apparemment plus faibles dans l'environnement (Harju et al., 2009).

L'ATE est un également un additif ignifuge lorsqu'il est utilisé dans de la mousse de polystyrène expansé et de la mousse de polystyrène (rigide et souple) (OMS, 1997; Harju et al., 2009). Il peut également être utilisé comme activateur pour les produits ignifuges contenant des bromes aromatiques dans des applications où les températures de traitement maximales ne dépassent pas 150 °C (Chemtura, 2007). L'ATE est également utilisé comme produit ignifuge dans la production d'isolants de fils en polyamide/polyimide, de polyester, de polyéthylène, de polypropylène, de polystyrène, et de polycarbonates (Clement et al., 2012). Les utilisations de l'ATE au comme produit ignifuge Canada aux utilisations à l'échelle internationale.

L'ATE 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 d'août 2013, source non citée). De plus, l'ATE n'est inscrit ni dans la base de données sur les produits pharmaceutiques, ni dans la base de données sur les ingrédients non médicinaux interne 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, on ne prévoit pas l'utilisation de l'ATE dans les produits cosmétiques au Canada (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2014; source non citée).

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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, ainsi que l'élimination d'une substance et des produits qui en contiennent. L'ATE peut entraîner des rejets dans l'environnement, notamment lorsqu'il est utilisé comme additif ignifuge. Des rejets dans l'environnement canadien peuvent se produire au cours d'une utilisation industrielle de l'ATE (p. ex., fabrication de produits), de l'utilisation d'un produit commercial ou de consommation contenant la substance, et de la vie utile et de l'élimination de la substance ou d'un produit contenant la substance. Des rejets peuvent survenir aussi bien dans des environnements intérieurs qu'extérieurs (Shoeib et al., 2012).

L'ATE peut être présent dans des produits commerciaux et de consommation. L'utilisation de l'ATE en tant qu'additif dans la mousse de polystyrène expansé et la mousse de polystyrène (rigide et soupe) indique 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 de la substance dans des produits. L'utilisation de l'ATE en tant qu'agent réactif dans des produits électroniques indique que la substance est chimiquement liée aux matrices polymères et qu'elle aura un potentiel limité de lixiviation dans l'environnement (Stapleton, 2010).

En général, les eaux usées constituent un point d'entrée potentiel de l'ATE dans l'eau, ainsi qu'un point d'entrée potentiel dans le sol par l'épandage de biosolides. Bien que la pression de vapeur de l'ATE soit faible, des résultats de surveillance indiquent qu'une fois dans l'air, des émissions de la substance peuvent entraîner des dépôts atmosphériques dans le sol et l'eau.

On considère les rejets de la substance dans l’environnement, par lixiviation, découlant de polymères utilisés dans des produits électroniques, comme étant faibles, car la substance est incorporée dans le polymère et finalement contenue dans les matrices solides du produit. Les produits contenant de l’ATE, par exemple, la mousse de polystyrène expansé (mousses de polystyrène rigide et souple), ne devraient être contact avec de l’eau. Le rejet potentiel de produits ignifuges utilisés comme additifs dans les plastiques au cours de leur durée de vie utile est estimé à 0,05 % pendant la durée d’utilisation dans l’eau, si la substance est destinée à une utilisation intérieure, ou à 0,16 % si la substance est destinée à une utilisation extérieure (OCDE, 2009). La grande majorité des produits contenant de l’ATE serait emmurée ou destinée à un usage intérieur; ainsi, le taux de rejet de 0,05 % est le plus pertinent et pourrait être une surestimation puisque le contact avec l’eau n’est pas prévu. 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.

L'ATE a été mesuré dans de la poussière domestique à Vancouver (Canada). L'ATE a été détecté dans 81 % des échantillons de poussière, à des concentrations allant de 0,04 à 52 ng/g (Shoeib et al., 2012). On analyse davantage les concentrations d'ATE dans la poussière à la section 9.1.1.3. Ces mesures reflètent les rejets d'ATE susceptibles de dispersion dans l'environnement. Les rejets découlant de produits de consommation pourraient être contenus dans de la poussière domestique, qui pourrait, à son tour, être transportée dans des systèmes de traitement des eaux usées.

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7. Devenir et comportement dans l'environnement

7.1 Distribution dans l'environnement

L'ATE devrait être rejeté principalement dans les effluents industriels d'installations qui utilisent la substance dans la fabrication de mousse de polystyrène expansé et de produits électroniques. Aucune donnée canadienne sur les lixiviats d'ATE dans les sites d'enfouissement n'a été recensée à ce jour, mais ces données pourraient être utiles pour interpréter les rejets en fin de vie utile.

La distribution masse-fraction de l'ATE calculée à l'aide du modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2012) figure au tableau 7-1 et utilise des émissions constantes uniques dans l'air, l'eau et le sol.

Les résultats du modèle de fugacité de niveau III montrent que l'ATE devrait résider principalement dans le sol et les sédiments, selon son milieu de rejet.

^a EQC, version 1.00, 2012.

^b Les propriétés physiques et chimiques et les demi-vies (t½) de l'ATE dans les milieux naturels sont requises aux fins de modélisation et sont énumérées dans l'annexe A.

Si l'ATE est rejeté dans l'air, une quantité négligeable de la substance devrait demeurer en phase gazeuse, en raison de sa dégradation rapide liée aux réactions avec des radicaux hydroxyles (t½ = 5,88 heures) et de son affinité pour la répartition dans les particules atmosphériques (log K_oa élevé). Par conséquent, l'ATE ne devrait pas résider dans l'air suffisamment longtemps pour subir un transport à grande distance (par l'air) vers des régions éloignées. Cependant, des résultats de surveillance indiquent que l'ATE est plus persistant lorsqu'il est associé à des particules (section 7.1.1). Les particules se déposent sur le sol et sur l'eau sous forme de dépôts humides et secs. La plus grande partie de l'ATE, qui se répartit dans l'air, est transférée de l'air dans le sol (78,6 %), et une petite fraction se répartit dans les sédiments (20,7 %). L'ATE a une faible pression de vapeur estimée entre 0,0085 et 0,013 Pa et une constante de la loi d'Henry modérée de 2,68 à 64,08 Pa·m³/mol; les résultats modélisés indiquent que des quantités négligeables de la substance se répartiront dans l'air.

Si l'ATE est rejeté dans l'eau, la plus grande partie de la substance se répartira dans les sédiments (97,9 %) et s'adsorbera fortement aux matières solides en suspension pour finalement s'affaisser dans les sédiments. Compte tenu de la faible pression de vapeur (0,0135 Pa) de la substance, elle ne devrait pas subir de volatilisation à partir de l'eau de surface. L'ATE devrait s'adsorber aux particules. Par conséquent, les pertes d'ATE découlant de systèmes aqueux devraient aboutir dans les sédiments, où elles demeureront, car la biodégradation devrait être très faible (2 % de dégradation dans les sédiments). L'ATE n'est pas susceptible de résider dans l'eau dans une ampleur importante en raison de sa faible hydrosolubilité empirique de 0,24 mg/L, avec seulement une petite quantité demeurant éventuellement sous forme dissoute dans l'eau (c.-à-d. environ 2 %).

Si l'ATE est rejeté dans le sol uniquement, il devrait demeurer dans ce milieu (100 %) en raison de sa nature hydrophobe. L'évaporation de la substance à partir du sol dans l'air n'est pas prévue, compte tenu de sa faible pression de vapeur. L'ATE devrait également être stable dans le sol et résister à la minéralisation (tableau 7-2), et les processus de perte pour le sol dépendront de l'enfouissement dans le sol ou du ruissellement de surface des particules de sol.

7.1.1 Potentiel de transport à grande distance

Les modèles pour la répartition gaz/aérosol sont basés sur la pression de vapeur ou le log K_oa. Le risque que l'ATE subisse un transport à grande distance a été étudié par Herzke et al. (2010). D'après d'un log K_oa de 9,05 et un log K_ae de -2,96 (tableau 3-1), on a jugé que l'ATE pouvait subir un transport à grande distance. Toutefois, l'ATE a une demi-vie atmosphérique courte, ce qui laisse entendre que son transport sera limité à l'environnement près de la source, car la substance devrait subir une dégradation peu de temps après son rejet dans l'air, lorsqu'elle est en phase gazeuse. Ma et. al., 2012, ont signalé que l'ATE était présent en phases particulaire et gazeuse dans la région des Grands Lacs (annexe 9-1). Lorsqu'il s'associe à des particules (aérosol), l'ATE devrait plus persistant et disposé à subir un transport à grande distance.

On a utilisé le modèle de transport et de persistance de niveau III (TaPL3) (TaPL3, 2000) pour estimer la distance de transport caractéristique (DTC), définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. Beyer et al. (2000) ont proposé que des DTC de plus de 2 000 km représentent le potentiel élevé de transport atmosphérique à grande distance (PÉTGD), celles de 700 km à 2 000 km le modéré, et de celles de moins de 700 km le faible. D'après une DTC estimée de 130 km, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance de l'ATE est considéré comme faible.

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 distance de transport caractéristique (DTC) calculée pour l'ATE à l'aide du modèle de l'OCDE est de 122 km, ce qui indique que l'ATE a toujours 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'efficacité du transfert calculée de l'ATE était de 8,18 × 10^-03 %, ce qui est inférieur 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.

La faible efficacité de transfert définit la valeur en phase gazeuse et indique l'ATE ne se dépose pas à grande échelle dans des régions éloignées. La détection de l'ATE dans la région des Grands Lacs, à Vancouver et dans des centres urbains aux États-Unis (Shoeib et Jantunen, 2014; Ma et al., 2012, Shoeib et al., 2012) indique qu'il y a des sources (urbains) locales d'ATE ou que la substance est transportée en phase gazeuse.

L'outil de l'OCDE pour les polluants organiques persistants modélise un sous-milieu de matières particulaires (aérosol) dans l'air, tandis que le modèle TaPL3 tient compte du sous-milieu en phase liquide dans l'air (c.-à-d. la répartition à partir de la phase gazeuse à la phase aqueuse, puis en tant que dépôts de pluies dans le sol et l'eau), mais par des particules. Sur la base de la pression de vapeur de 0,013 Pa et du log K_oa de 9,055, la plus grande partie de l'ATE devrait demeurer en phase gazeuse (environ 99 %).

En résumé, l'ATE devrait demeurer principalement en phase gazeuse dans l'atmosphère, le sol et les sédiments. L'ATE (d'après ses propriétés physiques et chimiques et certains modèles) ne devrait pas être très préoccupant en termes de transport à grande distance. Sur la base de la faible efficacité de transfert prévue de l'ATE et de sa courte demi-vie atmosphérique, le transport de la substance sera limité à l'environnement près de la source, car la substance devrait subir une dégradation peu de temps après son rejet dans l'air, lorsqu'elle est en phase gazeuse.

Des données empiriques ont indiqué que l'ATE ne subira pas de photodégradation dans la plage visible; la photodégradation sera plutôt causée par des rayonnements ultraviolets (présentation de projet, 1996i).

7.2 Persistance dans l'environnement

Sur la base des rejets prévus de l'ATE et de ses caractéristiques de répartition, la persistance dans l'environnement est pertinente pour l'eau, le sol et les sédiments. Cependant, en raison de la détection fréquente de l'ATE dans l'air, ce milieu est également pris en compte Des prévisions modélisées de l'ATE dans l'air indiquent une demi-vie inférieure à un jour (phase gazeuse) et une persistance (Pglob) de 171 jours (4 107 heures) [Scheringer et al., 2009]. Des données empiriques indiquent que l'ATE est persistant dans le sol et les sédiments; cependant, les données modélisées laissent supposer que l'ATE se minéralisera en quelques mois et probablement en moins d'un an dans le sol et les sédiments. Ces résultats contradictoires sont probablement dus au fait que si l'ATE est adsorbé aux particules, la dégradation sera plus longue (tableau 7­2). La surveillance de l'environnement au Canada reflète les concentrations d'ATE dans des environnements intérieurs extérieurs. Les données empiriques, les résultats du modèle de fugacité de niveau III et les propriétés physiques et chimiques de l'ATE indiquent que le sol et les sédiments sont des réservoirs environnementaux majeurs pour l'ATE. Des données empiriques et modélisées sur l'ATE ont été prises en compte afin de fournir le meilleur poids de la preuve possible pour la persistance de l'ATE et de ses métabolites ou de ses dérivés. Des métabolites potentiels de l'ATE ont été examinés sur la base de la modélisation du métabolisme. Le tableau 7-2 présente des données de modélisation de la fugacité et des données modélisées de la dégradation abiotique pour l'ATE.

7.2.1 Dégradation abiotique

L'hydrolyse de l'ATE a été déterminée à l'aide de la ligne directrice 111 portant sur les essais de l'OCDE (présentation de projet, 1996g) (tableau 7-2). Des résultats ont montré une décomposition hydrolytique de moins de 10 % après cinq jours à 50 °C dans des conditions acides, neutres et alcalines (pH de 4, 7 et 9). La demi-vie correspondante (t½) à 50 °C est supérieure à un an.

Les résultats de l'étude du spectre d'absorption de la lumière visible et ultraviolette de l'ATE (présentation de projet, 1996i) ont indiqué les longueurs d'onde auxquelles l'ATE est susceptible à une photodégradation lors d'une exposition à la lumière directe du soleil (limitée à la région entre 290 et 800 nm). Aucun pic d'absorption n'a été observé dans la plage de longueurs d'onde; par conséquent, aucune dégradation ne devrait découler du rayonnement visible.

La demi-vie prévue pour la dégradation atmosphérique de l'ATE en raison d'une réaction avec des radicaux hydroxyles est de 0,33 jour [12 heures par jour (AOPWIN, 2010), constante globale du taux pour la réaction de la phase gazeuse avec des radicaux hydroxyles de 32,42 x 10^-12 cm³/molécule-sec] (tableau 7-2). Les résultats du modèle AEROWIN (2010) prévoient l'absorption d'une petite fraction d'ATE par des particules en suspension dans l'air (Phi = 0,007). Cela concorde avec le résultat du modèle de l'OCDE pour les polluants organiques persistants, selon lequel près de 99 % de l'ATE dans l'air est présent en phase gazeuse ou aérosol, et la persistance globale de la substance est de 171 jours.

^a EPI Suite (2010-2012).

^b Le modèle ne donne pas d'estimation pour ce type de structure.

7.2.2 Biodégradation

Des études empiriques indiquent que l'ATE est susceptible de se biodégrader dans des conditions aérobies. L'élimination de l'ATE a été évaluée à l'aide d'un essai de biodégradation dans des boues activées semi-instantanées mené sur des boues activées provenant d'une station de traitement des eaux usées (présentation de projet, 1989a). La récupération en pourcentage axée sur la quantité totale de la substance d'essai ajoutée au système expérimental a été établie de façon hebdomadaire et au bout de 28 jours.  Le degré élevé d'élimination de la substance d'essai a été attribué à l'adsorption aux surfaces de boues (91 % à 95 %); cependant, on n'a pas relevé de biodégradation de la substance sur la base de l'analyse du carbone organique dissous (COD). L'élimination par des boues est l'un des principaux processus de perte découlant de l'eau pour l'ATE (tableau 7-3).

Une étude de la biodégradation aérobie rapide dans les sédiments a été menée selon la méthode 392 de l'Agence environnement du Japon (similaire à la ligne directrice 301C portant sur les essais de l'OCDE – essai MITI modifié) (présentation de projet, 1989a) (tableau 7-3). Une biodégradation maximale de 2 % a été observée, tel qu'il a été mesuré par la demande biologique en oxygène, ce qui indique que l'ATE ne se biodégrade pas rapidement.

Faute de données empiriques sur la persistance de l'ATE, une méthode du poids de la preuve reposant sur des RQSA (Environnement Canada, 2007) a été utilisée avec les modèles de dégradation indiqués dans le tableau 7-3. Compte tenu de l'importance écologique du sol et des sédiments et du fait que l'ATE devrait demeurer dans ces milieux, la biodégradation dans le sol et les sédiments a été examinée. Les résultats de cette méthode indiquent que l'ATE serait également très stable dans le sol et les sédiments et qu'il est susceptible de présenter des expositions à long terme au sein de ces milieux.

Des données qualitatives modélisées de la dégradation primaire et ultime pour l'ATE (BIOWIN, 2010) sont présentées aux tableaux 7-2 et 7-3. Des données modélisées prévoient une demi-vie de 0,330 jour dans l'air à l'aide du modèle AOPWIN, ce qui laisse entendre que l'ATE n'est pas très stable dans l'air.

Les données modélisées de la persistance du sous-modèle 4 de BIOWIN indiquent que dans l'eau, il n'y aura pas une dégradation primaire importante de l'ATE. Des données modélisées des sous-modèles 3 et 6 de BIOWIN montrent également que l'ATE prendra plusieurs mois ou plus pour se minéraliser complètement dans l'eau. Toutefois, des résultats du sous-modèle 5 de BIOWIN indiquent que l'ATE se minéralisera dans l'eau en quelques mois. Les résultats de probabilité des modèles TOPKAT et CATABOL sont en contradiction avec le modèle TOPKAT, ce qui laisse supposer une vitesse de minéralisation plus rapide comparativement au résultat du modèle CATALOGIC. Des valeurs de biodégradation aérobie et anaérobie du modèle CATALOGIC indiquent une faible vitesse de minéralisation, ce qui concorde avec les résultats de données empiriques.

En utilisant un rapport d'extrapolation de 1:1:4 pour la demi-vie de biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), on estime que l'ATE devrait être persistant dans le sol et les sédiments.

L'hydrolyse n'a pu être estimée pour l'ATE, car il n'y a pas de substances chimiques à structure comparable dans la base de calibration du modèle HYDROWIN (2010).

En résumé, des données empiriques indiquent une biodégradation et une sorption minimes de la substance dans les sédiments ou le sol, ce qui prolonge la demi-vie. Les données modélisées indiquent que l'ATE peut se dégrader dans une certaine mesure en phase aqueuse, mais qu'il est plus récalcitrant dans le sol et les boues. Des résultats aérobies, y compris des données empiriques et modélisées, indiquent que la biodégradation se produira en quelques mois au lieu de quelques années. Dans l'ensemble, l'ATE est jugé modérément persistant dans l'eau, l'air, 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 pour la biodégradation rapide.

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

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

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

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

7.2.3 Dérivés

Le modèle CATALOGIC (2012) a prévu quatre dérivés potentiels (moins de 5 % chacun, inférieur(e) à 0,05 mole par rapport à 1 mole de substance d'origine) de l'ATE qui démontrent une nature moins hydrophobe que la substance d'origine, et qui affichent des valeurs de Log K_oe allant de 3,6 à 5,10. Les dérivés potentiels sont présentés dans l'annexe 7, par ordre décroissant des rapports molaires par rapport à la substance d'origine. Trois des quatre substances peuvent être définies, notamment : le 3-(2,4,6-tribromophénoxy) propane-1,2-diol (n° CAS 51286-98-7), le 2,4-dibromobenzène-1-(2-propenyloxy)- (n° CAS 69227-61-8), et le 2,4,6-tribromophénol (n° CAS 118-79-6). On ne s'attend pas à ce que les quatre dérivés subissent une biodégradation ultime (EPI Suite, 2012). Les résultats du modèle CATABOL indiquent également que le potentiel de biodégradation ultime des quatre dérivés est faible ou inexistant, c.-à-d. qu'ils se biodégraderont lentement.  Les résultats du modèle linéaire MITI (BIOWIN 5) indiquent, toutefois, que les dérivés devraient subir une biodégradation primaire rapide.

La persistance des deux métabolites potentiels de l'ATE, à savoir le 2,4,6-TBP et l'acroléine, a été évaluée. Le TBP en phase vapeur s'est dégradé dans l'atmosphère par réaction avec des radicaux hydroxyles produits photochimiquement, avec une demi-vie de réaction dans l'air estimée à 34 jours (OMS, 2005). Le 2,4,6-TBP a atteint 49 % de sa demande biochimique en oxygène théorique en 28 jours à l'aide d'un inoculum à base de boues activées de 30 mg/litre dans le cadre de l'essai du MITI au Japon. Ce résultat ne respecte pas les critères de biodégradation immédiate (Chemicals Inspection and Testing Institute, 1992) : l'acroléine est une substance hautement réactive dans l'air et dans l'eau et possède une courte demi-vie dans ces milieux. Il est également peu vraisemblable que l'acroléine se répartisse dans le sol et les sédiments depuis ces milieux.

7.3 Potentiel de bioaccumulation

Les propriétés de la substance (log K_oe, log K_oa, taille moléculaire et diamètres transversaux) ainsi que la modélisation de la bioaccumulation et des résultats d'une étude empirique sur la bioamplification de l'ATE ont été prises en compte aux fins d'évaluation de la substance.

Aucune étude empirique sur les facteurs de bioconcentration (FBC) n'a été recensée dans les publications pour le moment Les résultats d'une étude de la chaîne alimentaire terrestre (végétation-caribou-loups) (Morris et al., 2014, non publiée) ont indiqué que l'ATE ne subissait pas de bioamplification (tableau 7-5). La modélisation cinétique du bilan massique corrigée en fonction de métabolisme a été utilisée pour modéliser la bioaccumulation, comblant ainsi les lacunes dans les données empiriques correspondantes. Les résultats de la modélisation du FBA et du FBC pour l'ATE sont de 59 440 et 8 965 L/kg, respectivement.

Des renseignements appuient l'hypothèse selon laquelle l'ATE est un dérivé du 2,3-dibromopropyl 2,4,6-tribromophényl éther (DPTE, n° CAS 35109-60-5) (Von Der Recke et Vetter, 2007, et Ma et al., 2012). On a déclaré l'utilisation du DPTE en tant que produit ignifuge dans du polypropylène apte à l'extrusion (ICPS, 1997). En raison de la cooccurrence de l'ATE dans des échantillons de phoques contaminés par du DPTE et de rapports ATE/DPTE relativement constants, Von Der Recke et Vetter (2007) ont proposé que les résidus d'ATE mesurés chez des phoques découlent probablement de la transformation du DPTE, avec le dérivé principal étant l'ATE, qui constitue 68 % du gisement initial de DPTE. Il est à noter que la production de DPTE a cessé au milieu des années 1980 (Ma et al., 2012).

Le potentiel de bioaccumulation des quatre dérivés de l'ATE variait de FBC de 189 à 2 571 L/Kg ph à des facteurs de bioaccumulation (FBA) de 190 à 3 967 L/Kg ph, ce qui laisse supposer l'existence d'un potentiel d'accumulation de ces dérivés dans les organismes aquatiques. Des valeurs de FBC de 513 et 83 ont été mesurées chez le poisson zèbre (Brachydanio rerio) et la tête-de-boule (Pimephales promelas), respectivement, pour le 2,4,6-TBP, ce qui indique que le potentiel de bioconcentration du 2,4,6-TBP chez les organismes aquatiques est modéré (OMS, 1995). L'exposition du crapet arlequin (Lepomis macrochirus) au 2,4,6-TBP pendant 28 jours a entraîné une bioaccumulation 20 fois plus élevée dans les tissus comestibles, et une bioconcentration 140 fois plus élevée dans les viscères. . Parmi les métabolites potentiels de l'ATE, l'acroléine est rapidement métabolisée par des organismes et n'est pas bioaccumulable (Environnement Canada et Santé Canada, 2000). Un facteur de bioconcentration de 344 a été déclaré pour l'acroléine (Environnement Canada, Santé Canada, 2000).

Une valeur modélisée de log K_oe de 5,59 pour l'ATE (tableau 3-1) indique que cette substance chimique a un fort potentiel de bioaccumulation et de bioamplification dans le biote, car elle s'inscrit dans la plage de bioaccumulation et d'hydrophobie élevées du log K_oe. En outre, la combinaison de la valeur de log K_oe de 5,59 et de la valeur modélisée de log K_oa de 8,55 indique qu'une exposition alimentaire terrestre peut constituer une importante voie d'absorption chez les mammifères Gobas et al., 2003, proposent des critères d'évaluation préalable pour la bioaccumulation potentielle de produits chimiques organiques chez les animaux à respiration aérienne, notamment un log K_oe supérieur(e) ou égal(e) à 2 et un log K_oa supérieur(e) ou égal(e) à 6.

Les résultats de la modélisation du FBC et FBA de l'ATE sont présentés dans le tableau 7-4. Des facteurs de bioconcentration variant d'environ 2 300 à 8 965 L/kg et un facteur de bioaccumulation de 59 440 L/kg poids humide pour les poissons de niveau trophique intermédiaire exposés au ATE laissent supposer que la substance est fortement bioaccumulable dans le biote aquatique. Étant donné que des données empiriques sur le FBC ne sont pas disponibles pour le moment afin de calculer une constante du taux métabolique empirique (kM), la kM pour l'ATE a été estimée à 0,02/jour pour un poisson de 10 grammes à 15 °C, à l'aide du modèle BCFBAF (version 3.01) d'EPI Suite (2012). Le calcul de la kM est présenté dans Arnot et al. (2009). Le facteur de bioconcentration (FBC) et le facteur de bioaccumulation (FBA) de l'ATE ont été estimés à l'aide de modèles fondés sur la structure et d'un modèle cinétique du bilan massique à trois niveaux trophiques. Toutes les estimations du FBC et du FBA, à l'exception du sous-modèle 1 du modèle BCFBAF (dans l'application EPIWIN, version 4.0), ont été corrigées pour le métabolisme parce qu'il représente une voie d'élimination fondamentale de plusieurs produits chimiques.

Des 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). Les résultats des études indiquent que la probabilité que cette diffusion passive se produise diminue de façon notable lorsque le D_max est supérieur à environ 1,5 nm et de façon encore plus importante dans le cas des molécules ayant un D_max supérieur à 1,7 nm. D'après l'analyse tridimensionnelle de conformères de l'ATE calculés à l'aide du modèle FBC_max avec facteurs d'atténuation (Dimitrov et al., 2005), les diamètres maximaux et effectifs de l'ATE varient de 1,07 à 1,32 nm. Cela indique que l'absorption de l'ATE est peu susceptible d'être restreinte par des effets stériques à la surface des branchies en raison de la taille moléculaire.

7.3.1 Facteur de bioaccumulation (FBA)

Il n'existe pas de données empiriques sur la bioaccumulation de l'ATE. Les facteurs de bioaccumulation élevés obtenus à partir de la modélisation indiquent que l'ATE peut subir une bioaccumulation dans le biote découlant de l'exposition par régime alimentaire et par l'eau. Des données sur les propriétés physiques et chimiques de l'ATE indiquent également que la substance sera biodisponible dans l'environnement. Il est peu probable que l'absorption de la substance soit limitée par des restrictions dans les branchies, notamment à cause d'un encombrement stérique. Cela indique que la bioaccumulation de la substance, son transfert dans la chaîne alimentaire, et son exposition aux espèces sauvages sont possibles. Cette constatation peut aussi indiquer un potentiel d'écotoxicité accru.

7.3.2 Facteur de bioamplification (FBM)

Les valeurs du FBM décrivent le processus dans lequel la concentration d'un produit chimique dans un organisme atteint un niveau qui est supérieur à celui dans l'alimentation de l'organisme, en raison de l'absorption alimentaire (Gobas et Morrison, 2000). Un FBM 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 7-5 présente des données empiriques sur le FBM de l'ATE. Les FBM sont basés sur des concentrations moyennes arithmétiques corrigées en fonction des lipides de l'ATE chez le caribou, et le loup et le caribou dans la région de Bathurst (Territoires du Nord-Ouest et Nunavut) (Morris et al., 2014, non publiée). Les FBM variaient de 0,072 à 0,16 pour le régime alimentaire chez le caribou, et de 0,34 à 5,2 chez le loup; le foie et les muscles du caribou, respectivement. Toutefois, même si les valeurs de FBM dépassaient 1, elles ont été jugées comme n'étant statistiquement significatives, et on considère que l'ATE ne subit pas de bioamplification selon cette étude. D'après les auteurs, la bioamplification de l'ATE serait influencée par la transformation environnementale et métabolique. Toutefois, un projet mené par Muir et al. (2014) montre que les facteurs de bioamplification du caribou au loup pour l'ATE étaient supérieurs à 1 (soit 4,3) (Muir et al., 2014).

7.3.3 Facteur d'amplification trophique (FAT)

Le facteur d'amplification trophique 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 à différents niveaux trophiques.

On note une absence de l'amplification trophique de l'ATE dans le réseau trophique terrestre (0,57) comparativement à une valeur de FAT élevée dans le réseau alimentaire pélagique du lac Ontario (3,1) (Muir et al., 2014) (tableau 7-6). Muir et al., 2014 ont déclaré un FAT (3,1) pour l'ATE dans un réseau alimentaire pélagique du lac Ontario.

Abréviations : kM, constante du taux métabolique; FBC, facteur de bioconcentration; FBA, facteur de bioaccumulation.

^a Résultat généré à l'aide du poids, des lipides, et de la température déterminés par l'étude d'Arnot et Gobas (2003a).

^b Résultats générés à l'aide du poids, des lipides et de la température pour un poisson de niveau trophique intermédiaire.

^c Les facteurs d'atténuation possibles comprennent l'ionisation, la taille moléculaire, le métabolisme et la solubilité dans l'eau.

7.3.4 Résumé du devenir dans l'environnement

Des rejets d'ATE dans l'environnement canadien peuvent se produire au cours d'une utilisation industrielle de la substance (c.-à-d. fabrication de produits), de l'utilisation d'un produit commercial ou de consommation contenant la substance, et de la vie utile et de l'élimination de la substance ou d'un produit contenant la substance. Des rejets peuvent survenir aussi bien dans des environnements intérieurs qu'extérieurs (Shoeib et al., 2012), et il devrait y avoir des rejets de la substance dans les eaux usées. Même s'il y a un risque de rejets d'ATE découlant de produits en utilisation, dans lesquels la substance est utilisée comme additif ignifuge, on manque de données à ce sujet, ce qui empêche la quantification exacte de l'exposition environnementale due à la lixiviation à partir de produits commerciaux et de consommation.

D'après les caractéristiques de sorption prononcée de l'ATE, la substance devrait demeurer dans le sol, les biosolides et les sédiments. L'ATE affiche une dégradation primaire plus rapide, mais une dégradation ultime plus lente. La sorption découlera de demi-vies plus longues dans les sols et les sédiments. La forte persistance de l'ATE indique qu'il présente un potentiel d'accumulation de concentrations au fil du temps dans les milieux sédimentaires et terrestres environnants, qui découle d'émissions continues. L'ATE devrait être biodisponible, et son potentiel de bioaccumulation élevé indique qu'il est bioaccumulable dans des organismes. Ainsi, le potentiel de bioamplification ne peut être exclu.

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8. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

8.1 Effets sur l'environnement

Les propriétés physiques et chimiques de l’ATE, y compris son log Koe et son log Koa, indiquent que la substance peut être biodisponible pour les organismes aquatiques et terrestres. Selon le profil établi par la boîte à outils RQSA de l’OCDE (2012), le mode d’action de l’ATE est défini comme « réactif, non répertorié ». Le groupe vinyle très réactif peut être toxique pour les organismes aquatiques, terrestres et benthiques

L'ATE montre une persistance dans l'eau, le sol et les sédiments et, d'après ses propriétés physiques et chimiques et des données modélisées, la substance peut subir une bioaccumulation et une bioamplification dans le biote.

Il existe des preuves expérimentales confirmant que l'ATE nuit aux organismes aquatiques d'eau douce après une exposition à court terme (aiguë) et une exposition à plus long terme (chronique) à des concentrations très faibles. Des résultats empiriques d'essais de toxicité aquatique pour le cladocère (Daphnia magna) et des poissons sont disponibles (présentation de projet, 1989b, présentation de projet, 1990a, 1990b). Les valeurs variaient de plus de 0,019 à 0,40 mg/L (tableau 8-1).

Même si la plus grande partie de l'ATE devrait demeurer dans le sol, les sédiments ou la fraction de lipides du biote (p. ex., la fraction de soluté biodisponible de l'ATE est de 0,32 % (Arnot et Gobas, 2008), seules des données de toxicité aquatique sont disponibles pour l'ATE. Aucune donnée empirique n'est disponible sur les effets chroniques de l'ATE.

8.1.1 Études empiriques de la toxicité sur les organismes aquatiques

La toxicité aiguë de l'ATE pour le cladocère (Daphnia magna) et le crapet arlequin (Lepomis macrochiris) a été évaluée. Les résultats des essais statiques sur 48 heures de la toxicité sur le cladocère (Daphnia magna) étaient de 0,26 mg/L et de 0,40 mg/L (présentation de projet, 1989b, présentation de projet, 1990b; tableau 8-1), indiquant une immobilité et des effets anormaux (p. ex., on a observé la montée à la surface de daphnies ainsi que leur agglutination au fond des enceintes d'essai). Les résultats des essais statiques de toxicité menés sur le crapet arlequin avec l'ATE ont indiqué une concentration sans effet observé au bout de 96 heures de 0,21 mg/L, qui était basée sur l'absence de mortalité et d'effets anormaux à cette concentration.

8.1.2 Études modélisées de la toxicité sur les organismes aquatiques

Des données modélisées de la toxicité aquatique établies par les modèles EPI Suite (2012) et TOPKAT (2004) ont été résumées dans le tableau 8-2. Des valeurs de sous-refroidissement ont été utilisées pour la modélisation avec EPI Suite. Les valeurs modélisées sont supérieures à l'hydrosolubilité de 0,76 mg/L et ne sont pas prises en compte dans le présent rapport. Les effets aigus des éthers vinylique et allylique sur des poissons et des daphnies étaient d'un ordre d'importance inférieurs à l'hydrosolubilité (0,089 à 0,16 mg/L; EPI Suite, 2012). Les valeurs modélisées de la toxicité chronique pour les organiques neutres variaient de 0,023 à 0,041 mg/L pour les poissons et les daphnies, respectivement.

8.1.3 Estimation des résidus corporels critiques (RCC)

Une analyse des résidus corporels critiques (RCC) a été menée pour tenir compte des expositions des poissons par le réseau alimentaire ou par l'absorption à partir de l'eau, étant donné que l'ATE est bioaccumulable. Le potentiel de toxicité par absorption alimentaire a été étudié sur la base du comportement de répartition importante de l'ATE dans les sédiments et le sol ainsi que du degré élevé de stabilité dans l'environnement et du potentiel de bioaccumulation par le régime alimentaire. L'exposition par absorption alimentaire est le scénario le plus préoccupant pour l'ATE, car il a été défini comme étant biodisponible. Même s'il y a des études sur la toxicité de l'ATE dans l'eau, le taux de résidus corporels critiques a été appliqué pour confirmer les résultats découlant de sources alimentaires.

Ainsi, le concept de résidus corporels critiques a été appliqué en vue d'étudier le risque de mortalité chez les poissons découlant de l'absorption alimentaire de l'ATE biodisponible. Le concept de RCC porte sur la question de savoir si un produit chimique dans l'environnement peut être absorbé au point d'atteindre une charge corporelle critique causant la mortalité. McCarty (1986, 1987a, 1987b, 1990), McCarty et Mackay (1993), McCarty et al. (1985, 1991), Van Hoogen et Opperhuizen (1988) et 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 à 8 mmol/kg pour les expositions aiguës et 0,2 à 0,8 mmol/kg pour les expositions chroniques. McCarty et Mackay (1993) et Escher et al. (2011) présentent la formule mathématique suivante :

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 % (50 862 L/kg)

MM = 

masse moléculaire de la substance (370 g/mol)

Concentration chimique prévue dans l'eau près d'un site industriel utilisant de l'ATE (4 × 10^-6 mg/L) (section 8.2.2)

Les RCC pour l'ATE ont été estimés à 5,5 x 10^-4 mmol/kg, ce qui est inférieur aux seuils narcotiques internes pour la létalité aiguë et chronique. Cependant, cela n'exclut pas le potentiel d'effets non létaux, qui ne peut être quantifié en suivant cette méthode. En outre, les rapports de fugacité biote-régime alimentaire (1,65) indiquent que l'ATE peut subir une bioamplification chez les poissons par le régime alimentaire. Les valeurs de capacité de fugacité (Z_eau = 0,37 c. Z_biote = 8 005 c. Z_{régime alimentaire}12 007 mol/(m³ Pa) montrent que la plus forte exposition relevée dans le biote aquatique s'effectue par le régime alimentaire.

Bien que les résultats de RCC indiquent que l'ATE n'est pas bioaccumulable, lorsque l'hydrosolubilité empirique (0,24 mg/L) est prise en compte en tant que concentration environnementale estimée (CEE), il y a un risque d'effets toxiques.

En concordance avec le fait que la plus grande partie de l'ATE devrait demeurer dans le sol et les sédiments [c.-à-d. que la fraction de soluté biodisponible est de 0,32 % (Arnot et Gobas 2003a), les résultats de fugacité indiquent que les résultats de toxicité aquatique ne sont pas les plus pertinents pour cette substance sur le plan environnemental.

Aucune donnée de toxicité mesurée n'est disponible pour d'autres milieux naturels.

8.1.4 Dérivés

Le modèle ECOSAR (2012) a classé les dérivés de l'ATE en tant qu'organiques neutres, éthers vinyliques et allyliques, et phénols, sur la base de sa structure chimique. On estime que la toxicité aiguë et chronique des dérivés de l'ATE varie de 0,04 à 1,47 mg/L et de 0,06 à 0,26 mg/L, respectivement, ce qui indique une toxicité faible à modérée.

Des études de la toxicité aquatique pour les deux métabolites potentiels de l'ATE, à savoir le 2,4,6-TBP et l'acroléine, ont donné des valeurs de toxicité aiguë allant de 1,3 mg/L à 1,1 mg/L pour le cladocère (Daphnia magna) et la carpe commune (Cyprinus carpio) pour le 2,4,6-TBP, et une CL50 de 96 h de 0,007 mg/L pour l'acroléine (Holcome et al., 1987) pour le têtard de grenouille (Xenopus laevis) pour l'acroléine, ce qui laisse supposer que les deux substances présentent une toxicité aiguë. Des études indiquent que les organismes terrestres sont moins sensibles à l'exposition aiguë à l'acroléine (Eisler, 1994).

Abbreviations : CE₅₀, concentration d'une substance qu'on estime susceptible d'avoir un effet chez 50 % des organismes d'essai; CL⁵⁰, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.

Abréviations : CE₅₀, concentration d'une substance qu'on estime susceptible d'avoir un effet chez 50 % des organismes d'essai; CL₅₀, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.
NP = Non précisé.

8.1.5 Calcul de la concentration estimée sans effet et rationalisation des facteurs d'évaluation

8.1.5.1 Eau

On a obtenu une concentration estimée sans effet (CESE) à partir de la valeur de toxicité aiguë de 0,26 mg/L (la valeur expérimentale valable la plus sensible) pour le cladocère (Daphnia magna). La CESE a été obtenue en divisant la valeur de toxicité aiguë par un facteur d'évaluation de 100 afin de tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité (10) et des effets à court et à long termes (10) pour donner une valeur de 0,0026 mg/L.

8.1.5.2 Sol

Puisqu'aucune donnée de toxicité dans le sol n'était disponible pour l'ATE et qu'aucun analogue acceptable avec des données de toxicité dans le sol n'a été recensé, on n'a pu déterminer aucun résultat quantitatif pour la substance.

8.1.5.3 Sédiments

Puisqu'aucune donnée de toxicité dans les sédiments n'était disponible pour l'ATE et qu'aucun analogue acceptable avec des données de toxicité dans le sol n'a été recensé, on n'a pu déterminer aucun résultat quantitatif pour la substance.

8.1.5.4 Espèces sauvages

Une étude de la toxicité aiguë par voie orale chez des rats Sprague-Dawley a déclaré une dose létale (DL₅₀) supérieure à 2 000 mg/kg p.c. par jour (présentation de projet, 2013). Aucune mortalité ni changement lié au traitement dans le poids corporel n'a été observé au cours de la période d'observation de 14 jours après le traitement. Des signes cliniques ont été notés après le traitement, y compris une diminution de l'activité, une démarche vacillante, une coloration de l'urine et des matières fécales, des selles molles ou mucoïdes, et des matières sombres autour du visage; ces signes ont toutefois disparu au bout du 4e jour suivant le traitement. Aucune anomalie liée au traitement n'a été relevée lors de l'autopsie. Des études de l'ATE chez des rats indiquent que la substance n'est peut-être pas biodisponible aux fins d'absorption.

D'après la faible toxicité orale chez les rats et les faibles concentrations aquatiques actuelles de l'ATE dans l'environnement canadien, la définition d'une concentration environnementale estimée chez les espèces sauvages n'est pas requise pour le moment.

8.2 Exposition de l'environnement

8.2.1 Concentrations environnementales mesurées

On a relevé des données sur les concentrations d'ATE dans l'air, l'eau, la végétation, et le biote au Canada (annexes 9 à 13). Aucune donnée n'est disponible en ce qui concerne le sol, les sédiments et les milieux de stations de traitement des eaux usées (influents, effluents et boues d'épuration), les usines de traitement des eaux usées ou les boues au Canada. Sur la base de l'utilisation de l'ATE au Canada, on suppose que des émissions fugitives liées à l'utilisation industrielle et des rejets susceptibles de dispersion découlant de la dégradation de produits sont reflétés dans les concentrations mesurées dans l'environnement.

8.2.1.1 Air

L'ATE a été détecté dans des échantillons d'air provenant de la région des Grands Lacs (Shoeib et Jantunen, 2014) [annexe 9-1]. En outre, l'ATE a été détecté dans 100 % des échantillons provenant du lac Ontario en 2008, du lac Huron en 2012, et d'un terrain dans le centre urbain de Toronto. Les concentrations ont été principalement détectées en phase gazeuse et variaient de 0,03 à 11,1 pg/m³ (Shoeib et Jantunen, 2014).

L'ATE a également été mesuré dans l'air aux États-Unis, en Norvège et en Suède (voir l'annexe 9-1) à des concentrations allant de 0,012 à 15 pg/m³. Ma et al., 2012, ont mesuré des concentrations atmosphériques d'ATE dans cinq sites près des Grands Lacs de 2008 à 2009. Un site urbain à Chicago (Illinois) a affiché les plus fortes concentrations d'ATE, allant de 0,012 à 15 pg/m³ sur 12 jours. Un site urbain à Cleveland (Ohio) a, quant à lui, affiché des concentrations d'ATE allant de 0,046 à 7,0 pg/m³. Le site rural de Sturgeon Point (New York) et les sites les plus éloignés de la région des Grands Lacs d'Eagle Harbor (Michigan) et de Sleeping Bear Dunes (Michigan) ont affiché des concentrations d'ATE allant de 0,012 à 2,2 pg/m³, de 0,018 à 0,19 pg/m³, et de 0,012 à 2,5 pg/m³, respectivement. Ma et al. (2012) note que l'ATE a été plus fréquemment détecté à sites urbains qu'à des sites éloignés.

8.2.1.2 Eau

L'ATE a été détecté dans les eaux de surface du lac Ontario et du Lac Opeongo à des concentrations de 0,22 pg/L et 0,07 pg/L, respectivement (Muir et al., 2011). L'ATE se trouvait en dessous des seuils de détection pour les échantillons du lac Érié et du lac Siskiwit (Muir et al., 2012). Xie et al. (2011) ont également prélevé des échantillons d'eau de mer à bord d'un navire de croisière dans les océans Atlantique et Austral en 2008. L'ensemble des 16 échantillons prélevés au cours de la période d'échantillonnage de deux mois a affiché des concentrations d'ATE inférieures au seuil de détection (de moins 0,1 à moins de 0,5 pg/L) [voir l'annexe 9-2].

8.2.1.3 Sédiments, sol et poussière

Aucune donnée sur les concentrations d'ATE dans le sol et les sédiments n'était disponible pour le Canada. De la poussière a été détectée dans des ménages à Vancouver et à Toronto entre 2007-2008 et 2010-2011, respectivement (Shoeib et al., 2012, Diamond et al., 2013). Une concentration moyenne d'ATE dans la poussière de 0,4 ng/g a été mesurée à Vancouver, avec une concentration au 95e centile de 7,84 ng/g dans 116 échantillons (Shoeib et al., 2012). À Toronto, la concentration maximale d'ATE dans la poussière de quatre maisons en 2010/2011 était de 110 ng/g (n = 20) (Diamond et al., 2013). On a analysé 20 autres habitations en 2012, qui ont affiché des concentrations d'ATE dans la poussière en dessous du seuil de détection (5,3 pg/g [n : 28]) (Diamond et al., 2013). La même année, la surveillance de 20 habitations a montré des concentrations d'ATE dans la poussière en dessous du seuil de détection (5,3 pg/g [n : 28]) (Diamond et al., 2013).

Des échantillons de sédiments ont été prélevés à partir de sites urbains au Danemark, en Finlande, en Norvège, en Suède, et aux îles Féroé (TemaNord et al., 2011). Tous les échantillons ont affiché des concentrations d'ATE en dessous des seuils de détection, sauf un échantillon prélevé à un site urbain à Asefjorden (Norvège) en 2009, dont la concentration d'ATE mesurée était de 0,092 ng/g poids sec (ps). Aucune donnée caractérisant les concentrations d'ATE dans le sol n'est disponible (voir l'annexe 9-3.

8.2.1.4 Biosolides dans les eaux usées

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

Aucune donnée sur les concentrations d'ATE dans les biosolides au Canada n'était disponible.

L'ATE a été mesuré dans des échantillons de boues d'épuration de Reykjavik (Islande) (11 ng/g ps), à une station de traitement des eaux usées à Reykjavik (27 ng/g ps), et à deux stations d'épuration des eaux usées à Alesund (Norvège) (2,6 ng/g ps et 1,2 ng/g ps) en 2009 (TemaNord, 2011). Les chercheurs ont également prélevé des échantillons de boues dans des stations de traitement des eaux usées, sur des sites urbains, et sur des sites de recyclage au Danemark, aux îles Féroé, en Finlande, en Suède, en Islande et en Norvège, mais les concentrations d'ATE étaient en dessous des seuils de détection analytique. Voir l'annexe 9-4 pour de plus amples renseignements.

L'ATE a été détecté dans 15 des 18 échantillons de boues d'épuration en Allemagne, provenant de dix stations de traitement des eaux usées (Weisser, 1992). Les niveaux variaient de moins de 5 à 91 µg/kg ps.

8.2.1.5 Biote

De l'ATE a été détecté dans un certain nombre d'organismes, y compris le caribou, le loup, le phoque du Groenland, l'anguille d'Amérique, l'anguille jaune, le zooplancton, le touladi, le chabot et la moule bleue, sur la côte nord de l'Alaska, au Nunavut, dans la mer de Barents, la mer du Groenland, le lac Ontario, et le lac Opeongo (annexe 9-5).

L'ATE était l'un des produits ignifuges halogénés non PBDE les plus abondants dans les échantillons recueillis dans le cadre d'une étude de la chaîne alimentaire terrestre (végétation-caribou-loups) portant sur la région de Bathurst, au Nunavut (Morris et al., 2014, non publiée). L'ATE a régulièrement été détecté dans des muscles et des tissus hépatiques du caribou (2,1 et 3,3 ng/g pl, respectivement), même si les concentrations étaient les plus élevées dans les muscles et les tissus hépatiques de loups (4,0 et 0,99 ng/g pl, respectivement).

En outre, l'ATE a été détecté dans des échantillons d'anguille d'Amérique (Anguilla rostrata) de Nouvelle-Écosse, du Nouveau-Brunswick, du Québec, et de l'Ontario; les concentrations variaient de 0,25 ± 0,13 ng/g à 1,3 ± 0,4 ng/g (Byer et al., 2010). L'ATE était quantifiable dans 55 des 58 échantillons prélevés à sept emplacements en 2007 et 2008 (Byer et al., 2010).

Muir et al. (2014) ont analysé des échantillons de mysidacés prélevés dans le lac Ontario en juin 2013. Des concentrations de 0,063 ng/g ph d'ATE ont été détectées chez les mysidacés. En 2005-2010, Muir et al. (2011) ont prélevé des échantillons de zookplankton des lacs Érié et Opeongo, ainsi que des échantillons de touladi et de chabot du lac Ontario. L'ATE a été détecté à des concentrations de 0,0024 ng/g ph et 0,0032 ng/g ph dans le zooplancton des lacs Ontario et Opeongo, respectivement. Chez le touladi et le chabot, les concentrations d'ATE mesurées étaient de 0,327 ng/g ph et 0,032 ng/g ph, respectivement. Les concentrations d'ATE dans le zooplancton prélevé dans le lac Érié étaient en dessous des seuils de détection.

Von Der Recke et Vetter (2007) ont détecté 5,4 µg/kg ph et 3,1 à 10 µg/kg ph d'ATE dans la graisse et les tissus cérébraux de phoques du Groenland (Phoca groenlandica), respectivement. Ces échantillons provenaient notamment de la mer Barents et de la mer du Groenland. Cette étude a indiqué que l'ATE était capable de pénétrer la barrière hématoencéphalique. Le 2,3-DPTE était le principal composé organobromé présent dans ces échantillons (graisse : de 322 à 470 ng/g ph; cerveau : de 130 à 340 ng/g ph). On a également détecté du 2-Bromoallyl-2,4,6-tribromophénylether (BATE) dans les échantillons; les concentrations étaient plus ou moins semblables à celles de l'ATE. Les rapports ATE/DPTE et BATE/DPTE étaient de 0,018 et 0,015, respectivement, dans la graisse, et de 0,030 et 0,019 dans les tissus cérébraux. La cooccurrence générale de l'ATE et du BATE appuie l'hypothèse selon laquelle la source d'ATE dans ces échantillons découlait de la biotransformation du DPTE. Des études de transformation anaérobie du DPTE avec des matières corrinoïdes fortement réduites ont entraîné la formation d'ATE.

Sühring et al., 2015, ont analysé le transfert maternel des produits ignifuges chlorés chez l'anguille jaune dans deux systèmes de drainage d'Allemagne (fleuve Ems et fjord de la Schlei). Des études ont montré que l'ATE possédait un taux d'absorption élevé à partir de l'eau environnante, et pas simplement de la nourriture, et que la substance pouvait se former par métabolisme ou au moyen de processus de biotransformation. On a détecté de l'ATE dans divers types de tissus des anguilles, notamment les muscles (de 0,7 à 6,2 ng/g), les œufs (de 0,16 à 0,8 ng/g) et les gonades (de 0,19 à 2,9 ng/g).

Des échantillons composites de moule bleue ont été prélevés en 2009 dans l'eau de surface à deux stations urbaines à Åse (Norvège) (TemaNord, 2011). L'ATE a été détecté dans un échantillon de l'un des stations; la concentration d'ATE y était de 0,0045 ng/g ph.

8.2.2 Scénarios d'exposition et concentrations environnementales estimées (CEE) au Canada

L'ATE peut être ajouté comme produit ignifuge au cours de la préparation de mousse de polystyrène expansé au Canada. Un scénario d'exposition a été élaboré à partir de l'utilisation de la substance à l'état pur avec un traitement secondaire hors site avant le rejet des effluents des usines de traitement des eaux usées dans diverses eaux de surface, y compris des rivières de différentes tailles et un lac.

8.2.2.1 CEE de l'ATE dans un milieu aquatique dues à des utilisations industrielles

Étant donné que l'ATE est utilisé dans la fabrication de produits commerciaux et de consommation et qu'il peut être présent dans des effluents industriels, un scénario d'exposition aquatique a été élaboré pour estimer la concentration dans les écosystèmes aquatiques. Une exposition aquatique à l'ATE devrait avoir lieu si la substance est rejetée durant les procédés de fabrication industrielle et de formulation ou vers un système d'assainissement qui rejette ses effluents dans un plan d'eau de surface récepteur. La concentration estimée 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. D'autres détails sur l'équation utilisée pour calculer la concentration dans le milieu aquatique sont disponibles à l'annexe 8.

Le tableau 8-3 présente la plage de données d'entrée utilisée pour estimer les concentrations aquatiques découlant d'utilisations industrielles propres à un site près du point de rejet industriel.

^aEn général, le facteur de dilution correspond au ratio entre le débit de l'environnement récepteur et le débit de l'usine de traitement des eaux usées propre au site. Lorsque le facteur de dilution était supérieur à 10, une valeur maximale par défaut de 10 a été utilisée.

La concentration environnementale estimée (CEE) d'ATE dans les plans d'eau récepteurs a été estimée entre 2,0 × 10^-7 et 4,2 × 10^-6 mg/L.

8.2.2.2 CEE de l'ATE dans les sédiments dues à des utilisations industrielles

Une méthode du partage eau-sédiment à l'équilibre a été utilisée pour estimer la concentration d'ATE 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 (2003 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, comme cela 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 normalisées à une teneur en carbone organique de 4 % (une teneur en carbone organique typique dans les sédiments benthiques pour les rivières et les lacs). Les CEE obtenues dans les sédiments benthiques variaient de 3,45 × 10^-4 à 1,0 × 10^-2 mg/kg ps.

8.2.2.3 CEE de l'ATE dans le sol dues à des utilisations industrielles

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. 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 dégradation, 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. Cette hypothèse a permis d'obtenir des CEE dans le sol prudentes. Des scénarios d'exposition dans le sol ont été élaborés dans le cadre d'une extension des scénarios de rejets dans les milieux aquatique et sédimentaire décrits ci-dessus, à l'aide des concentrations dans les boues et des taux de production en fonction du système de traitement des eaux usées standard et de l'épandage de biosolides au Canada. Les concentrations dans les biosolides variaient de 1,0 × 10^-6 à 1,0 × 10^-3 au Canada. Les CEE dans le sol ont été normalisées à 2 % de carbone organique.

8.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche utilisée dans le cadre de cette évaluation écologique vise à examiner les divers renseignements pertinents afin de tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence, conformément aux dispositions de la LCPE. Les éléments de preuve pris en compte comprennent les résultats d'un calcul prudent du quotient de risque ainsi que des données sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque ou l'écotoxicité, les sources, le devenir de la substance de même que sa présence et sa répartition dans l'environnement.

8.3.1 Analyse du quotient de risque pour le milieu aquatique

Une analyse du quotient de risque, intégrant des estimations prudentes de l'exposition aux renseignements liés à la substance, a été réalisée pour le milieu aquatique, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Le scénario industriel présenté ci-dessus a donné des concentrations environnementales estimées (CEE) de 2,0 × 10^-7 à 4,2 × 10^-6 mg/L. Une concentration estimée sans effet (CESE) de 0,0026 µg/L a été calculée à partir d'une valeur de toxicité chronique de 0,26 mg/L (consulter la section sur les effets écologiques). Les quotients de risque obtenus (CEE/CESE) sont compris entre 1,6 × 10^-3 et 7,7 × 10^-5. Par conséquent, les organismes aquatiques ne sont pas susceptibles de subir des effets nocifs à une installation industrielle utilisant de l'ATE au Canada.

8.3.2 Analyse du quotient de risque pour le sol et les sédiments

Étant donné qu'il n'y a pas de données sur la toxicité de l'ATE dans le sol ou sur des analogues adéquats de la substance, une analyse du quotient de risque ne peut être déterminée. Par ailleurs, puisqu'il n'y avait pas de données de toxicité dans les sédiments ni de données sur des analogues acceptables pour l'ATE, on n'a pas estimé de quotient de risque.

8.3.3 Analyse du quotient de risque pour le biote

On n'a pas calculé de CEE chez les espèces sauvages, car les résultats de données de toxicité chez les mammifères (c.-à-d. des résultats pertinents pour l'étude de la toxicité aiguë orale chez des rats Sprague-Dawley) indiquaient que des effets nocifs sur les espèces fauniques sont peu probables pour ces scénarios industriels.

8.4 Examen des éléments de preuve

L'ATE est de plus en plus utilisé comme produit de substitution des mélanges commerciaux de produits ignifuges bromés. Les rejets actuels d'ATE dans l'environnement découlant d'utilisations industrielles de la substance comme additif ou produit ignifuge réactif devraient être faibles. Les rejets d'ATE découlant de l'utilisation de produits commerciaux ou de consommation devraient être minimes à diffus. L'ATE ne devrait pas être persistant dans l'air et devrait se minéraliser dans l'eau dans un délai d'un an. La substance devrait se retrouver principalement dans le sol et les sédiments, où elle devrait être très persistante. Toutefois, on manque de données d'exposition dans le sol et les sédiments au Canada. Par ailleurs, il n'y a pas suffisamment de données sur la toxicité dans le sol et les sédiments.

L'ATE a un potentiel de bioaccumulation élevé, et les résultats de modélisation indiquent que sa bioamplification est possible. L'ATE peut être utilisé pour remplacer d'autres produits ignifuges et, à ce titre, ses volumes d'importation peuvent augmenter. Cependant, les utilisations actuelles n'indiquent pas un potentiel de rejet à grande échelle dans l'environnement canadien. Des modèles indiquent que l'ATE ne présente pas de potentiel de transport à grande distance, toutefois, des données de surveillance montrent que l'ATE a été mesuré au nord du Canada. La source de la substance peut découler de rejets industriels, de la météorisation de produits de consommation, de la biotransformation de composés tribromophénoxy, ou du transport en phase gazeuse. Les données empiriques et modélisées indiquent que l'ATE présente un potentiel de toxicité élevé pour les organismes aquatiques.

Une analyse a été menée sur les dérivés stables et les métabolites potentiels de l'ATE. Les résultats ont montré que les dérivés de l'ATE devraient représenter une fraction mineure seulement (jusqu'à 4,68 %) de la substance par rapport à la substance d'origine. Les résultats de la modélisation ont indiqué que les dérivés pouvaient avoir un potentiel d'accumulation chez les organismes aquatiques et présenter une toxicité modérée à faible.

D'après les essais empiriques sur la toxicité pour les organismes aquatiques, l'ATE semble avoir le potentiel de causer des effets néfastes sur les organismes aquatiques (poissons et crustacés). La modélisation indique également des effets potentiels sur les organismes aquatiques à de faibles concentrations. Aucune donnée sur la toxicité dans le sol ou les sédiments ou pour les espèces sauvages n'était disponible. Le fait qu'il n'y ait aucun effet (DL₅₀ par voie orale) à des concentrations supérieures à 2 000 mg/kg p.c. par jour chez des rats Sprague-Dawley indique que des effets nocifs sont peu susceptibles de produire dans le cadre des scénarios industriels actuels. Les résultats relatifs aux résidus corporels critiques indiquent que l'ATE n'est pas bioaccumulable; toutefois, lorsque l'hydrosolubilité empirique est prise en compte en tant que concentration environnementale estimée (CEE), un risque toxique lié à la létalité est possible.

Ces données indiquent que l'ATE ne risque pas d'avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada aux niveaux d'exposition actuels.

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

Des incertitudes subsistent quant à plusieurs éléments de preuve majeurs liés à l'ATE. Même s'il manque des données expérimentales pour des aspects clés, la substance s'inscrit dans l'ensemble de données RQSA, et le niveau de confiance à l'égard de ces propriétés est modéré à élevé.

L'évaluation de l'exposition se concentre sur la pollution industrielle ponctuelle comme étant la plus pertinente en ce qui a trait à l'ATE dans l'environnement. L'absence de données sur la lixiviation à partir de sites d'enfouissement présente une incertitude en termes d'évaluation de la validité de cette hypothèse Aucune donnée sur les lixiviats d'ATE dans les sites d'enfouissement n'a été recensée à ce jour, mais ces données pourraient aider à interpréter les rejets en fin de vie utile. Partant notamment d'une utilisation comme additif ignifuge (p. ex., mousse de polystyrène expansé), une certaine quantité d'ATE migrera des produits, tel que le montrent les concentrations de la substance dans la poussière domestique (voir la section sur l'évaluation des risques pour la santé humaine). Une étude empirique approfondie est nécessaire, car les CEE prévues sur la base de scénarios de lixiviation à partir de produits (p. ex., élimination de la poussière ménagère et lixiviation aux sites d'enfouissement), combinées aux données actuellement disponibles, donneraient des niveaux d'incertitude prohibitifs. De même, les rejets issus du nettoyage des conteneurs de transport industriel n'ont pas été pris en compte de manière quantitative en raison d'un fort degré d'incertitude. Des hypothèses prudentes ont été formulées tel qu'il est détaillé dans le rapport d'Environnement Canada (2015), mais, dans l'ensemble, il y a un niveau de confiance modéré à l'égard des scénarios d'exposition utilisés pour produire des valeurs de CEE.

Bien qu'il y ait un manque de données empiriques sur la bioaccumulation et la bioconcentration, la substance s'inscrit dans le domaine du modèle. L'incertitude majeure concerne la constante du taux métabolique (kM) et la probabilité que la bioamplification soit un facteur important. Il y a un niveau de confiance modéré à élevé à l'égard de la bioconcentration et des données sur la bioconcentration,

L'analyse des résidus corporels critiques (RCC) s'appuie sur le FBA modélisé en tant donnée primaire modélisée pour le calcul des résidus de tissus chez les poissons. Compte tenu du manque de données empiriques, le niveau de confiance à l'égard des estimations des RCC est faible à modéré.

D'après le comportement de répartition prévu de l'ATE, une incertitude subsiste quant aux scénarios d'exposition dans le sol et les sédiments. Sur la base de données sur les propriétés physiques et chimiques, l'ATE devrait se répartir dans les sols et les sédiments; cependant, aucune donnée sur la toxicité dans le sol et les sédiments n'est disponible. Ainsi, le risque pour l'environnement peut être sous-estimé à cause de cette lacune dans les données.

En outre, il y a des lacunes dans les données sur la toxicité de l'ATE pour les espèces sauvages. Les données disponibles sur la toxicité orale de l'ATE chez les mammifères n'ont pu être appliquées au modèle lié aux espèces sauvages; ainsi, il y a une incertitude élevée à l'égard des effets potentiels de l'ATE sur ces dernières.

Une incertitude subsiste également à l'égard des scénarios d'émissions standard utilisés pour calculer les CEE dans l'eau, le sol et les sédiments. En outre, une estimation a été faite pour une seule source d'utilisation. Un certain nombre de 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 à une plage de concentrations environnementales estimées (CEE). Il y a un niveau de confiance faible à modéré à l'égard des scénarios d'émission utilisés pour produire des valeurs de CEE. Les valeurs des scénarios d'émission reflètent une comparaison relative de l'exposition potentielle à l'ATE.

Une analyse du quotient de risque a été menée pour tenir compte de l'exposition à l'eau contaminée par de l'ATE. Compte tenu de l'incertitude associée aux estimations de la CEE, l'incertitude est faible à modérée.

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9. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

9.1 Exposition

9.1.1 Milieux naturels et aliments

L'ATE est généralement utilisé comme produit ignifuge dans des boîtiers électroniques, des revêtements de câbles et de fils, et la mousse de polystyrène expansé, avec des utilisations similaires au Canada. En tant que produit ignifuge réactif, l'ATE peut être considéré comme étant chimiquement lié à la matrice polymère pour certains produits (p. ex., les polymères dans les produits électroniques), ce qui limiterait le potentiel d'émission dans l'environnement au cours de la durée de vie utile du produit. Avec d'autres produits dans lesquels l'ATE est utilisé comme additif ignifuge (p. ex., la mousse de polystyrène expansé), il peut y avoir un plus grand potentiel d'émission dans l'environnement découlant du produit. L'ATE a été surveillé dans divers milieux naturels au Canada et les résultats de ces études sont présentés ci-dessus (section 8.2.1).

D'après les données de surveillance environnementale présentées ci-dessous, la plus forte absorption quotidienne d'ATE à partir de milieux naturels et d'aliments est estimée à 0,041 ng/kg p.c. par jour pour des enfants âgés de 6 mois à 4 ans (annexe B).

9.1.1.1 Air

Air ambient

Au Canada, Diamond et al. (2013) ont surveillé l'air extérieur (pas de problème de stockage à cette période, voir la section relative à l'air ci-après) dans la région des Grands Lacs et dans une zone urbaine à Toronto (Ontario). Diamond et al. (2013) ont prélevé des échantillons passifs et actifs d'air extérieur à divers emplacements de Toronto en 2011. La concentration moyenne d'ATE découlant de l'échantillonnage actif à volume élevé était inférieure à 1 pg/m³ pour un emplacement exploité pendant 24 heures deux fois par mois. L'échantillonnage passif quotidien a été effectué sur une période de trois mois pendant l'été et l'hiver et sur une période d'un an à six emplacements de Toronto. Des concentrations passives d'ATE dans l'air ambiant n'ont pas été détectées durant les mois d'hiver, mais variaient de 1 à 15 ng/disque PU (échantillonneur à disque de mousse de polyuréthane) au cours des mois de printemps et d'été (Diamond et al., 2013). On a détecté de l'ATE dans 100 % des échantillons autour du lac Ontario, du lac Huron et d'un terrain à Toronto, en Ontario (Shoeib et Jantunen, 2014). Les concentrations dans l'air ambiant variaient de 0,04 à 11,1 pg/m³, la plus forte concentration ayant été relevée à Toronto, en Ontario (Shoeib et Janunten, 2014). La surveillance de l'air à Chicago (Illinois) et à Cleveland (Ohio) a donné des concentrations en phases gazeuse et particulaire découlant d'un échantillonnage de 24 heures; ces concentrations variaient de 0,012 à 15 pg/m³ (Ma et al., 2012). Des concentrations dans des zones rurales des États-Unis autour des Grands Lacs étaient inférieures, variant de 0,012 à 2,5 pg/m³ (Ma et al., 2012).

Les concentrations d'ATE dans l'air ambiant de Norvège, de Suède et du Danemark ont été mesurées dans l'étude européenne TermaNord entre 2009 et 2010. La plus forte concentration moyenne d'ATE dans l'air extérieur a été relevée dans une zone urbaine à Oslo (Norvège) et était de 0,27 pg/m³. Au cours de la même période, la plus faible concentration moyenne était inférieure à 0,016 pg/m³ à Copenhague (Danemark) (TemaNord, 2011). Le programme d'étude d'échantillonnage passif atmosphérique mondial (GAPS), qui a surveillé plusieurs nouveaux produits ignifuges bromés à divers sites urbains, ruraux et agricoles de chaque continent (n = 31), a mesuré l'ATE avec une fréquence de détection de 60 % à 78 % à l'échelle mondiale. Aucune autre donnée quantitative de cette étude n'est disponible (Lee et al., 2010).

La concentration moyenne maximale déclarée dans l'air ambiant (11 pg/m³) d'une zone urbaine canadienne, notamment Toronto (Shoeib et Janunten, 2014), a été utilisée pour calculer une estimation de l'absorption quotidienne pour la population canadienne.

Air intérieur

L'ATE a été détecté dans l'air intérieur au Canada et dans des pays du nord de l'Europe. Au Canada, des mesures de l'air intérieur de 20 habitations et de bureaux de Toronto ont été effectuées entre 2010 et 2012 et analysées pour l'ATE (Diamond et al., 2013). Des échantillonneurs d'air ont été placés dans la chambre à coucher, le salon et la cuisine des maisons. Des méthodes de stockage ont limité la capacité de quantifier les concentrations d'ATE en raison de la rétention de l'ATE dans le verre et des parois de contenants; cependant, les résultats ont indiqué la présence d'ATE dans l'air intérieur. Les concentrations moyennes d'ATE dans un bâtiment de bureaux à Oslo (Norvège) variaient de 1,3 à 1,7 pg/m³ (TemaNord, 2011). Compte tenu du manque de données canadiennes, la concentration atmosphérique intérieure de 1,7 pg/m³ (TemaNord, 2011) relevée en Norvège a été choisie pour calculer l'absorption quotidienne totale de l'ATE (annexe B).

9.1.1.2 Sol et sédiments

Il n'y avait pas de relevés d'ATE dans le sol à l'échelle internationale ou au Canada, ce qui empêche de calculer une estimation de l'absorption découlant de l'ingestion de particules de sol pour la population générale. La faible volatilité et le log K_oe modéré à élevé indiquent cependant que l'ATE se répartira plus rapidement dans des biosolides, des sédiments et le sol que dans l'eau. En supposant que les biosolides provenant des systèmes de traitement des eaux usées sont épandus sur des terres agricoles, on a utilisé le modèle BASL4 pour prévoir une concentration dans le sol de moins de 1,0 × 10^-6 à 3,0 × 10^-3 mg/kg (section 8.2.2.3). On a calculé la dose journalière totale en fonction de la limite supérieure de CEE.

9.1.1.3 Poussière

L'ATE a été surveillé dans la poussière de trois études au Canada. Une source potentielle d'ATE dans de la poussière domestique est l'équipement électronique (c.-à-d. isolation de câbles) (Diamond et al., 2013, Shoeib et al., 2012). Malgré la nature réactive de l'ATE, l'utilisation continue d'équipement électronique peut entraîner la décomposition du polymère contenant de l'ATE dans le flux poussiéreux.

L'ATE 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]. L'ATE a été détecté dans 66 % des échantillons, et les concentrations variaient de concentrations non détectées (limite de détection de la méthode = 0,5 ng/g) à 391 ng/g, avec une concentration médiane de 0,95 ng/g et une concentration au 95^e centile de 22,7 ng/g.

Dans une étude menée à Vancouver, une concentration moyenne d'ATE dans la poussière de 0,4 ng/g a été mesurée, avec une concentration au 95^e centile de 7,84 ng/g dans 116 échantillons (Shoeib et al., 2012). À Toronto, de la poussière a été échantillonnée à plusieurs habitations sur une période de trois ans. En 2010, quatre habitations ont été échantillonnées, et une autre résidence a été échantillonnée en 2011. La concentration maximale d'ATE dans la poussière 2010-2011 était de 110 ng/g (n = 20) (Diamond et al., 2013). En 2012, on a analysé 20 autres habitations qui n'ont pas affiché de concentrations d'ATE dans la poussière [seuil de détection de 5,3 pg/g (n : 28)] (Diamond et al., 2013). La différence dans les concentrations d'ATE dans la poussière découlant de deux campagnes d'étude peut être due à des différences liées à l'âge de l'habitation ou d'articles dans les habitations surveillées (Diamond et al., 2013). L'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour la population canadienne, découlant de la poussière, a été calculée à l'aide des concentrations d'ATE au 95^e centile dans de la poussière domestique dans le cadre de l'Enquête sur la poussière domestique au Canada (22,7 ng/g).

9.1.1.4 Eau

Compte tenu de sa faible hydrosolubilité (0,24 mg/L), l'ATE devrait être présent à de faibles concentrations dans l'eau (Covaci et al., 2011). On a relevé le rapport d'une étude surveillant l'ATE dans l'eau de surface au Canada. Muir et al. (2011) ont échantillonné quatre lacs en Ontario entre 2005 et 2010 et mesuré de faibles concentrations d'ATE (allant jusqu'à 0,22 pg/L). La présence d'ATE a également été signalée dans de l'eau de surface dans cinq régions de Norvège, en dessous de la limite de détection de la méthode de 1,41 ng/L (DNV, 2010) (section 8.2.1.2). La plus forte concentration d'ATE dans l'eau de surface canadienne (0,22 pg/L) a été utilisée pour calculer une estimation de l'absorption par l'eau.

9.1.1.5 Aliments

Aucun rapport de l'ATE dans des aliments canadiens n'a été recensé. Dans deux études européennes, la surveillance de l'ATE chez des poissons et des mollusques et crustacés a été menée (annexe B). Des concentrations d'ATE dans les tissus musculaires de poissons (omble chevalier et perche) et des mollusques et crustacés bivalves (moule bleue) ont été déclarées par TemaNord (2011) en Norvège. Les concentrations d'ATE déclarées variaient de concentrations non détectées (seuil de détection = 0,00096 ng/g) à moins de 0,0046 ng/g, et de concentrations non détectées (seuil de détection = 0,0019 ng/g) à 0,0045 ng/g chez des poissons à nageoires et des mollusques et crustacés, respectivement. L'ATE a été antérieurement détecté dans le cadre d'une étude de Von Der Recke (2007) sur de la graisse (de 5,4 à 9,1 ng/g) et des tissus cérébraux (de 3,1 à 10 ng/g) de phoques du Groenland vivant dans la mer Barents et la mer du Groenland (Covaci et al., 2011; EFSA, 2012a). Compte tenu du risque de présence de l'ATE dans des aliments consommés par des humains, notamment le poisson, à des concentrations allant jusqu'à 0,0045 ng/g, une estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne découlant d'aliments pour la population générale a été estimée à 0,016 ng/kg p.c. par jour (pour des enfants âgés de mois à 4 ans). Il s'agit d'une estimation prudente qui suppose que tous les fruits de mer et les poissons consommés contiendraient de l'ATE; bien que certaines populations nordiques et d'autres sous-populations au Canada puissent consommer de plus grandes quantités de fruits de mer ou de poisson, cette estimation est jugée suffisamment prudente pour tenir compte de cette variabilité.

9.1.2 Produits de consommation

L'ATE est principalement utilisé comme produit ignifuge dans de la mousse de polystyrène expansé, des boîtiers électroniques, et des isolants de câbles et de fils en polyamide (Ash et Ash, 2002). Selon le produit, l'ATE peut être classé comme additif ignifuge ou produit ignifuge réactif, un facteur dans le potentiel d'exposition pour cette substance (Covaci et al., 2001). L'ATE est considéré comme un produit ignifuge réactif aux fins d'utilisation dans les revêtements de câbles et les isolants de fils. Il est ajouté au cours du processus de polymérisation et devient partie intégrale du polymère (Harju et al., 2009). Le polymère obtenu, contenant de l'ATE, a une structure moléculaire et des propriétés différentes. Les propriétés ignifuges sont conservées; cependant, la structure modifiée empêche la migration à partir du produit dans l'environnement (Harju et al., 2009). Au cours d'une utilisation normale de fils et de câbles à la maison, il ne devrait pas y avoir d'exposition directe à l'ATE.

À l'échelle mondiale, l'ATE est aussi utilisé couramment comme additif ignifuge dans la mousse de polystyrène expansé et la mousse de polystyrène (Covaci et al., 2011). Les utilisation de l'ATE au Canada sont présumés être en ligne avec les usages internationaux. La mousse de polystyrène expansé (EPS) est utilisée dans un certain nombre de produits de consommation. La mousse de polystryrène expansé spéciale est utilisée dans les matériaux de construction comme des isolants de mur ainsi que des matériaux d'emballage (Nova Chemicals, 2012) Les matériaux d'emballage faits d'EPS modifiée ne sont utilisés que comme mousse de protection pour l'expédition. L'emballage peut être introduit dans une habitation, mais il est généralement jeté peu de temps après le déballage, ce qui limite le potentiel d'exposition à l'ATE .

L'installation de panneaux d'isolation de mur est généralement une activité professionnelle, mais il arrive qu'elle soit effectuée par des propriétaires dans le cadre de projets de rénovation. L'exposition cutanée à l'ATE découlant de cette utilisation devrait être minime d'après la durée limitée de contact avec le produit (seulement durant l'inhalation) et l'accès limité à la mousse de polystyrène expansé contenant de l'ATE (les panneaux d'isolation sont généralement liés par des panneaux à copeaux orientés ou comportent une doublure en papier ou en aluminium). Ce produit est conçu pour être installé derrière des cloisons sèches de protection. La modification des panneaux (p. ex., le découpage) peut entraîner un rejet limité des particules de mousse contenant de l'ATE dans l'air, où la substance se répartira dans le flux poussiéreux. La population générale peut être exposée à l'ATE découlant de poussière dans des habitations où des isolants à base d'EPS sont manipulés et installés; ce cas a été pris en compte dans la section précédente (voir la section 9.1.1.3).

D'après ses propriétés physiques et chimiques de l'ATE, sa biodisponibilité devrait être faible. L'exposition à l'ATE découlant de produits de consommation devrait être minime, sur la base de ses propriétés en tant que produit ignifuge réactif dans le plastique de produits électroniques, et du faible risque de contact avec de l'EPS modifiée contenant de l'ATE.

9.2 Effets sur la santé

On a recensé un nombre limité d'études de toxicité empirique pour l'ATE.

Une étude de la toxicité aiguë par voie orale chez des rats a indiqué une faible préoccupation à l'égard de la toxicité, avec une dose létale (DL50) supérieure à 2 000 mg/kg p.c. par jour (présentation de projet, 2013). Au cours de la période d'observation de 14 jours après le traitement, on n'a observé aucune mortalité ni changement lié au traitement dans le poids corporel. On a, par ailleurs, observé des signes cliniques transitoires après le traitement, qui ont disparu au bout de quatre jours. Aucune anomalie liée au traitement n'a été relevée lors de l'autopsie.

On a jugé que l'ATE était un faible sensibilisant chez les cochons d'Inde (présentation de projet, 2013).

Les études de génotoxicité étaient limitées dans des tests d'Ames in vitro menés dans des bactéries. Les résultats étaient négatifs dans les souches de Salmonella typhimurium TA98, TA100, TA1535 et TA1557 avec ou sans activation métabolique (présentation de projet, 2013). Les résultats étaient également négatifs dans la souche d'E. coli WP2 uvrA avec ou sans activation métabolique (présentation de projet, 2013).

Aucune étude de toxicité pour la reproduction ou le développement n'a été recensée. Ezechias et al. (2012) ont examiné le risque que l'ATE influe sur les récepteurs des œstrogènes et des androgènes à l'aide d'essais sur le gène rapporteur de la levure in vitro. On n'a relevé aucune activité œstrogénique ou androgénique de l'ATE. Une étude récente a fait état d'une activité androgénique de l'ATE dans le cadre d'un essai sur l'expression de la luciférase in vitro (Kharlyngdoh et al., 2015).

Aucune étude de toxicité à doses répétées ou étude toxicocinétique n'a été recensée.

Plusieurs éléments de preuve ont été analysés afin d'aider à caractériser le potentiel génotoxique cancérogène de l'ATE. Trois approches ont été utilisées : l'approche analogue, l'approche fondée sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA), et l'approche d'alertes structurales.

Dans le cadre de l'approche analogue, la boîte à outils RQSA de l'OCDE (OCDE, 2009b, 2011, 2013) et le modèle OASIS TIMES (TIMES, 2013) ont été utilisés pour aider à définir et à évaluer des analogues potentiels. Aucun analogue adéquat n'a été recensé à l'aide de la boîte à outils RQSA de l'OCDE. Le modèle OASIS TIMES a prévu, sur le plan quantitatif, un certain nombre de métabolites possibles pour l'ATE, dont deux, à savoir le 2,4,6-tribromophénol (TBP) et l'acroléine, sont associés à des données sur les risques décrites dans les sections suivantes. Il y a un faible niveau de confiance à l'égard de la prévision de métabolites, car l'ATE s'inscrivait en dehors du domaine de modèle; cependant, la transformation métabolique prévue semblait plausible d'après une transformation métabolique en phase 1 couramment observée. Avec le manque de données toxicocinétiques empiriques, il est à noter qu'il y a une certaine incertitude quant à la capacité de l'ATE de métaboliser ces deux métabolites et la quantité de ces derniers.

Dans le cadre de l'approche RQSA, plusieurs modèles RQSA basés sur des statistiques ont été utilisés pour évaluer le risque que l'ATE entraîne des dommages chromosomiques (in vitro et in vivo) et la cancérogénicité. Des résultats limités ont été obtenus. Dans certains cas, l'ATE ou une structure partielle de l'ATE était en dehors du domaine du modèle. Dans d'autres cas, seul un faible nombre de produits chimiques s'inscrivaient la base de calibration du modèle. Par exemple, le modèle RQSA, OASIS TIMES (TIMES, 2013), a défini des alertes pour l'ATE concernant son métabolisme potentiel en époxyde intermédiaire et en acroléine; cependant, 70 % des fragments structuraux de l'ATE n'étaient pas couverts dans le domaine structural du modèle.

La troisième approche a été utilisée pour définir des alertes structurales liées à la génotoxicité et à la cancérogénicité chez des mammifères. Des modèles de génotoxicité n'ont déclenché aucune alerte. Des profileurs d'alertes de cancérogénicité ont déclenché une alerte non génotoxique sur la base d'une structure aromatique polyhalogénée (DEREK Nexus, 2013). Toutefois, le niveau de confiance à l'égard de cette prévision est jugé faible. Le mode d'action pour les composés aromatiques polyhalogénés et la cancérogénicité n'est pas bien compris.

Dans l'ensemble, il y avait un faible niveau de confiance à l'égard de ces résultats découlant d'autres éléments de preuve. Tel qu'il a été mentionné, bien qu'il y ait une incertitude associée à cette prévision, l'ATE peut se métaboliser en TBP et en acroléine, et ces substances sont examinées de façon plus approfondie dans les sections suivantes.

9.2.1 2,4,6-tribromophénol (TBP)

Le Programme international sur la sécurité des substances chimiques (PISSC) a publié un Résumé succinct international sur l'évaluation des risques chimiques sur le TBP et d'autres phénols bromés simples (PISSC, 2005). Le document a décrit un certain nombre d'essais de génotoxicité (test d'Ames des aberrations chromosomiques in vitro et tests du micronoyau in vivo) sur le TBP, qui ont été menés selon les lignes directrices de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE). Tous les essais, sauf l'essai des cellules mammaliennes in vitro (aberrations chromosomiques), étaient négatifs. On n'a relevé aucune preuve de génotoxicité dans un test du micronoyau in vivo jusqu'à la dose maximale admissible. Aucune étude à long terme ou de la cancérogénicité de l'ATE n'a été recensée. D'après la description d'un rapport du PISSC (2005) et de Hamers et al. (2006), le TBP est jugé comme présentant un potentiel de liaison à la protéine de transport du plasma humain, à savoir la transthyrétine (TTR), in vitro, comparativement au ligand naturel appelé thyroxine (T4). Le TTR est l'une des protéines de transport se liant aux hormones thyroïdiennes dans le plasma de vertébrés. Des essais sur un gène rapporteur in vitro ont indiqué que le TBP peut montrer une activité antiœstrogénique (Hamers et al., 2006; Ezechias et al., 2012) et antiandrogénique (Ezechias et al., 2012). Hamers et al. (2006) ont également constaté que le TBP est un inhibiteur E2SULT (sulfatation par l'œstradiol sulfo-transférase) in vitro, ce qui laisse entendre que le TBP peut influencer l'œstradiol. Dans le cadre d'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 chez des rats, menée selon des lignes directrices de l'OCDE (0, 100, 300 ou 1 000 mg/kg p.c. par jour de TBP) (Tanaka et al., 1999 citée dans le rapport du PISSC de 2005), aucun effet néfaste n'a été observé sur le cycle œstral, l'indice de copulation, l'indice de fertilité, la durée de la période de gestation, le nombre de corps jaunes, les constatations liées à l'accouchement, le nombre d'implants, le nombre total de petits et le nombre de petits nés vivants, l'indice d'implantation, et l'indice d'accouchement dans tous les groupes traités avec la substance.

9.2.2 Acroléine

Le gouvernement du Canada a antérieurement évalué l'acroléine dans un rapport de la Liste des substances d'intérêt prioritaire (Environnement Canada, Santé Canada, 2000). Un rapport du Résumé succinct international sur l'évaluation des risques chimiques et un rapport d'évaluation initial de l'Ensemble des données préalables de l'OCDE étaient également disponibles (PISSC, 2002; OCDE, 2000). L'acroléine est une substance très réactive qui se lie principalement au site de contact. À la suite d'une exposition aiguë ou répétée par inhalation, l'acroléine est cytotoxique et peut causer des effets histopathologiques dans les bronches et la trachée. L'acroléine est mutagène in vitro, mais pas in vivo. On a constaté que l'acroléine peut réagir directement avec l'ADN et des protéines pour former des adduits stables in vitro; cependant, il n'y a pas eu de hausse de la réticulation croisée ADN-protéines dans les muqueuses nasales de rats exposés dans une étude de l'exposition aiguë par inhalation. Environnement Canada, Santé Canada (2000) et le PISSC (2002) ont jugé que les données disponibles étaient inadéquates pour déterminer si l'acroléine a la capacité de provoquer des tumeurs ou d'interagir directement avec l'ADN au site de contact après l'inhalation. Le PISSC (2002) et l'OCDE (2000) ont conclu que l'acroléine n'est pas une substance cancérogène par voie orale. Pour la voie orale, trois études de la toxicité chronique et la cancérogénicité étaient disponibles; ces études avaient été menées sur des rats et des souris. On n'a noté aucune différence significative dans l'incidence des tumeurs de tous types dans ces études.

9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Aucune donnée empirique relative aux effets sur la santé n'a été relevée pour l'ATE. Des analyses d'autres éléments de preuve étaient non concluantes quant au potentiel de génotoxicité et de cancérogénicité de l'ATE. Des outils de prévision métabolique ont prévu, sur le plan quantitatif, les métabolites potentiels de l'ATE, y compris le TBP et l'acroléine, pour lesquels des données sur les risques sont disponibles.

Des preuves indiquent que le TBP n'est pas susceptible d'être génotoxique. Des études in vitro ont indiqué que le TBP peut influencer les systèmes hormonaux thyroïdien, œstrogénique et androgénique; toutefois, aucun effet néfaste connexe n'a été observé dans des études de toxicité pour la reproduction ou le développement in vivo. L'acroléine est une substance réactive qui est associée à des effets nocifs, principalement au site de contact, par inhalation et par voie orale. L'acroléine a été déterminée comme étant mutagène in vitro, mais pas in vivo.Le Résumé succinct international sur l'évaluation des risques chimiques (2002) et l'OCDE (2000) ont conclu que l'acroléine n'est pas une substance cancérogène par voie orale.

On a estimé que l'exposition de la population générale à l'ATE par l'intermédiaire de l'environnement (air, eau, poussière) et de l'alimentation était inférieure à un nanogramme (c.-à-d. 0,12 ng/kg p.c. par jour). L'exposition directe aux produits de consommation contenant de l'ATE devrait être minime, sur la base de sa faible biodisponibilité, des propriétés de la substance en tant que produit ignifuge réactif dans le plastique de produits électroniques, et du faible risque de contact avec de l'EPS modifiée contenant de l'ATE. Puisque l'exposition de la population générale dans les milieux naturels est jugée faible et que l'exposition découlant de produits de consommation au Canada devrait être négligeable, les effets nocifs à la santé humaine sont considérés comme étant faible.

À titre d'élément de preuve supplémentaire, il est à noter que l'absorption estimée de l'ATE à partir de milieux naturels et d'aliments pour la population générale au Canada, étant de 0,12 ng/kg p.c. par jour, est inférieure au seuil de préoccupation toxicologique de 2,5 ng/kg p.c. par jour initialement proposé par Kroes et al. (2004). Le seuil de préoccupation toxicologique fournit un point de référence générique auquel la fourchette des absorptions estimées peut être comparée. Les valeurs du seuil de préoccupation toxicologique, qui sont calculées à l'aide des approches probabilistes, établissent les valeurs seuils des expositions chroniques humaines génériques par voie orale en dessous desquelles on s'attend à ce que la probabilité des effets nocifs soit faible. Une valeur du seuil de préoccupation toxicologique de 0,15 µg/jour (équivalant à 2,5 ng/kg p.c. par jour) a été établie pour les substances possiblement cancérogènes avec des alertes structurales pour la génotoxicité. Bien que cette valeur ne soit peut-être pas applicable à l'ATE (qui peut ne pas être génotoxique ou cancérogène), elle est utilisée, car il y a très peu de données disponibles sur les risques et elle constitue le plus faible point de référence auquel l'exposition à l'ATE peut être comparée. D'autres valeurs du seuil de préoccupation toxicologique plus élevées ont été établies pour différentes classes de substances non génotoxiques, sur la base de concentrations sans effet découlant de l'exposition chronique par voie orale (Munro et al., 1996a, b; Kroes et al., 2004; EFSA, 2012b; Dewhurst et Renwick, 2013).

D’après les données susmentionnées, les possibles effets nocifs d’une exposition à l’ATE pour la santé humaine sont jugés faibles.

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

Des incertitudes persistent quant à l'estimation de l'exposition humaine à l'ATE à partir des milieux naturels. Même s'il y a des études canadiennes disponibles pour la poussière domestique, l'eau de surface et l'air extérieur, aucune étude canadienne de l'air intérieur n'a été recensée. Il y a une incertitude quant à l'estimation de l'absorption à partir d'aliments pour la population générale, car elle est basée sur des données sur les poissons (uniquement) provenant du nord de l'Europe. Cependant, l'estimation de l'absorption quotidienne totale découlant de l'exposition par des milieux naturels et par des aliments est basée sur des hypothèses prudentes (p. ex., tous les fruits de mer consommés contiendraient de l'ATE).

On a recensé très peu de données empiriques sur la toxicité de l'ATE. Par ailleurs, on n'a recensé aucune étude de toxicité à doses répétées, d'étude de la toxicité chronique et la cancérogénicité, d'étude sur la toxicité pour la reproduction et le développement, d'étude sur la toxicocinétique, ou d'étude sur les humains. En raison du nombre limité de données empiriques sur les effets sur la santé et du faible niveau de confiance à l'égard de l'analyse des autres éléments de preuve, y compris l'incertitude liée aux prévisions métaboliques, le niveau de confiance à l'égard de la base de données pour l'ATE est faible. Toutefois, l'ensemble des preuves indique que l'exposition de la population générale à cette substance est faible.

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10. Résultat proposé

Compte tenu de tous les éléments de preuve disponibles présentés dans cette ébauche de rapport sur l’état des connaissances scientifiques, il existe actuellement un faible potentiel de  risque pour les organismes et l’intégrité générale de l’environnement dû à l’ATE.

D’après les renseignements présentés dans cette ébauche de f des connaissances scientifiques, il y a actuellement un faible potentiel d’atteinte à la vie ou la santé humaine.

Même si les niveaux d’exposition estimés actuellement n’indiquent pas de danger pour l’environnement, des inquiétudes pourraient être soulevées si les quantités importées et utilisées devaient augmenter au Canada.

Comme l’ATE représente une option commerciale à d’autres produits ignifuges, il se peut que les volumes augmentent au Canada. Étant donné que l’ATE ne figure pas à la LIS, la substance continuera d’être assujettie au Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) aux termes de la LCPE, ce qui garantira la notification préalable à la mise en marché de toute importation ou fabrication nouvelle de cette substance et permettra de mettre en place d’autres restrictions, au besoin.

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Présentation de projet d'études. 1990b. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 2. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

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Présentation de projet d'études. 1996b. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 2. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996c. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 3. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996d. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 4. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996e. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 5. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996f. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 6. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996g. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 7. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

Présentation de projet d'études. 1996h. Étude confidentielle non publiée, présentée à Environnement Canada dans le cadre du Défi en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Disponible en tant que Sommaire de rigueur d'étude, no 8. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes.

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Annexes

Annexe A : Propriétés physiques et chimiques détaillées de l'ATE

Abréviations : log K_oe, coefficient de partage octanol-eau; log K_co, coefficient de partage carbone organique-eau; log K_ae, coefficient de partage air-eau; log K_oa, coefficient de partage octanol-air; pKa, constante de dissociation acide.
N.D. = Non disponible

^a diamètre minimal de la membrane cellulaire.

^b diamètre maximal de la membrane cellulaire.

^c Indique la valeur choisie pour la modélisation.

^d Rapport de fugacité.

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

Abréviations : S.O. = sans objet; NI = données non déterminées dans la documentation

^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. Aucune donnée quantitative n'a été déterminée pour les concentrations de ATE dans le 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. On n'a déterminé aucune donnée de surveillance de l'ATE dans la préparation; par conséquent, l'absorption par voie alimentaire ne reflète que celle provenant de l'eau. Pour plus de renseignements, veuillez consulter la note de bas de page sur l'eau potable.

^d On assume que les nourrissons non nourris à la préparation exclusivement consomment 0,7 L d'eau par jour (Santé Canada, 1998) et environ 50 % des nourrissons non nourris à la préparation ont commencé à manger des aliments solides à 4 mois et 90 % à 6 mois (NHW, 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 (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 (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 la personne 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 (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 la personne 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 (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 la personne 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 (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 plus forte concentration d'ATE au Canada (11,1 × 10^-6 μg/m³), mesurée à Toronto, en Ontario (Shoeib et Jantunen, 2013), a été choisie pour calculer les estimations de la limite supérieure d'absorption quotidienne découlant d'une exposition par l'air ambiant. L'hypothèse selon laquelle les Canadiens passent 3 heures par jour à l'extérieur est utilisée (Santé Canada 1998).

^k On n'a recensé aucune donnée canadienne de surveillance de l'air. La concentration maximale d'ATE (1,7 × 10^-6 μg/m³) mesurée dans l'air intérieur de bureaux en Norvège (TemaNord, 2011) a été choisie pour calculer des estimations de la limite supérieure d'adsorption quotidienne pour l'exposition par l'air intérieur. Il a été présumé que les Canadiens passaient 21 heures par jour à l'intérieur (Santé Canada, 1998).

^l On n'a déterminé aucune donnée de surveillance de l'eau potable. La concentration maximale de l'ATE (0,22 pg/L), mesurée à la surface de l'eau du lac Ontario (Muir et al., 2011), a été choisie pour calculer de l'estimation de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition par l'eau potable.

^m On n'a déterminé aucune donnée de suivi des aliments du commerce au Canada; toutefois, des données sur les poissons naturels étaient accessibles. La concentration maximale d'ATE (0,0045 μg/kg poids frais), mesurée dans la moule bleue en Norvège (TemaNord, 2011), a été choisie pour calculer les estimations de la limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition à tous les produits alimentaires liés aux poissons 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, 1998).

ⁿ Les concentrations d'ATE au 95^e centile (22,73 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.

^o Aucune étude adéquate ou pertinente sur la surveillance de l'ATE dans le sol et les sédiments en Amérique du Nord n'a été recensée; par conséquent, la CEE maximale dans le sol de 3,0 μg/kg ps a été choisie pour calculer des estimations de limite supérieure d'absorption quotidienne pour l'exposition par le sol.

Annexe C : Analyse d'autres éléments de preuve pour le potentiel de génotoxicité et de cancérogénicité de l'ATE

Approche analogue (données déduites à partir d'analogues)

Analogue de l'ATE

La boîte à outils RQSA de l'OCDE (version 3.1) a été utilisée en vue d'aider à déterminer les analogues potentiels pour la prévision du résultat lié à l'ATE dans l'essai de la présence d'aberrations chromosomiques chez des mammifères in vitro, le test du micronoyau in vivo et en termes de cancérogénicité (OCDE, 2009, 2011, 2013). Un gisement initial d'analogues a été créé sur la base de groupes fonctionnels organiques similaires (halogénures d'aryle et alcènes). En se fondant sur l'analyse de ces groupes fonctionnels, on n'a recensé aucun analogue approprié.

Métabolites de l'ATE

Aucune donnée toxicocinétique sur l'ATE n'a été relevée. Le simulateur d'activation métabolique in vivo chez des rats, disponible dans le logiciel OASIS TIMES (TIMES, 2013), a été utilisé pour prévoir le métabolisme oral (qualitatif) pour l'ATE. Seules des transformations métaboliques en phase 1 ont été montrées. Le niveau de confiance à l'égard des prévisions métaboliques était jugé faible, étant donné que l'ATE s'inscrivait en dehors du domaine du modèle (d'après les caractéristiques structurelles connues de l'ATE qui n'étaient pas couvertes dans la base de calibration). Néanmoins, les transformations métaboliques prévues semblaient plausibles, sur la base des transformations métaboliques en phase 1 couramment observées.

On a recensé des études de la génotoxicité et de la cancérogénicité pour deux des métabolites prévus, le 2,4,6-tribromophénol et l'acroléine, dans la base de données OASIS TIMES (tableau C1).

Approche fondée sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA)

Plusieurs modèles RQSA basés des statistiques (Leadscope Model Applier, 2013, TIMES, 2013, CASEUltra, 2013, TOPKAT, 2004; VEGA, 2013) ont été utilisés pour prévoir la génotoxicité (aberration chromosomique et micronoyau) et la cancérogénicité. Les résultats sont présentés dans les tableaux C2 à C8. Dans l'ensemble, aucune prévision n'était associée à un niveau de confiance élevé.

Alertes structurales (alertes mécanistes)

Les modèles d'alerte de la boîte à outils RQSA de l'OCDE (v3.1) (OCDE, 2013) et DEREK Nexus (v3.0.1) (DEREK Nexus, 2013) ont été utilisés pour déterminer toutes les alertes structurales de l'ATE associées à la génotoxicité et la cancérogénicité. Aucune alerte liée à la génotoxicité n'a été déterminée pour l'ATE (tableau C9). L'ATE a déclenché une alerte non génotoxique pour la cancérogénicité (tableau 15-9). Toutefois, un faible niveau de confiance a été associé à cette prévision. Le mode d'action pour les composés aromatiques polyhalogénés et la cancérogénicité n'est pas bien compris.

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