Évaluation - Groupe des décènes

Numéros de registre du Chemical Abstracts Service
68649-11-6
68649-12-7

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada

Novembre 2025

N^o de cat. : En84-397/2025F-PDF
ISBN : 978-0-660-77705-4

Sommaire

En vertu de 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 réalisé une évaluation de 2 substances qui, collectivement, sont appelées substances du groupe des décènes^{Note de bas de page 1} dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. Les numéros de registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS^{Note de bas de page 2}), les noms sur la Liste intérieure (LI) et les noms communs sont présentés dans le tableau ci-dessous.

^a Les substances de ces nos CAS sont des UVCB (substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes ou matières biologiques).

D’après les renseignements présentés en réponse à une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE, les quantités importées de di(déc-1-ène) hydrogéné et de poly(déc-1-ène) hydrogéné au Canada en 2011 variaient de 10 000 kg à 100 000 kg et étaient de 203 742 kg, respectivement. Dans la même année, aucune fabrication canadienne de di(déc-1-ène) hydrogéné n’a été déclarée en quantités supérieures au seuil de déclaration de 100 kg, tandis que le poly(déc-1-ène) hydrogéné a été déclaré fabriqué en une quantité variant de 1 000 kg à 10 000 kg. Le di(déc-1-ène) hydrogéné est utilisé dans des lubrifiants, des graisses et des cosmétiques, ainsi que dans des applications minières. Le poly(déc-1-ène) hydrogéné est utilisé dans les lubrifiants, les graisses pour l’entretien des automobiles, ainsi que dans les secteurs de l’automobile, de l’aviation et des transports.

Les risques associés aux substances du groupe des décènes pour l’environnement ont été caractérisés à l’aide de la classification du risque écologique des substances organiques (CRE). Cette approche, fondée sur les risques, tient compte de plusieurs paramètres liés au danger et à l’exposition et est basée sur une pondération des éléments de preuve pour obtenir un classement du risque. Les profils de danger reposent principalement sur des paramètres liés au mode d’action toxique, à la réactivité chimique, aux seuils de toxicité interne établis à partir du réseau trophique, à la biodisponibilité et à l’activité chimique et biologique. Parmi les paramètres pris en compte pour établir les profils d’exposition, il y a la vitesse d’émission potentielle, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance. La méthode fait appel à une matrice des risques pour attribuer à ces substances un degré de préoccupation potentielle faible, modéré ou élevé, en fonction de leurs profils de danger et d’exposition. Selon les résultats de l’analyse de la CRE, il est peu probable les substances du groupe des décènes puissent nuire à l’environnement.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation, le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné présentent un risque faible de causer des effets nocifs pour l’environnement. Il est conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et poly(déc-1-ène) hydrogéné ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

En ce qui concerne l’évaluation des effets de ces substances sur la santé humaine, aucun effet critique sur la santé n’a été trouvé avec le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné par les voies d’exposition orales et cutanées. Ce résultat a été fondé sur les données sur les effets sur la santé de ces substances ainsi que sur leurs analogues. Par conséquent, l’exposition par voie orale à ces substances du groupe des décènes découlant de l’exposition aux rouges à lèvres n’est pas préoccupante. De plus, l’exposition par voie cutanée à partir de l’utilisation de produits pour l’automobile et de cosmétiques contenant ces substances n’est pas préoccupante.

En ce qui a trait à l’exposition par inhalation, les effets critiques sur la santé sont les effets histopathologiques observés dans les cavités nasales et les poumons des rats exposés au di(déc-1-ène) hydrogéné en aérosols. Le di(déc-1‑ène) hydrogéné et du poly(déc-1-ène) hydrogéné ont été trouvés dans des produits d’entretien des armes à feu en pulvérisateur (c’est-à-dire, nettoyants, lubrifiants, agents de préservation [NLP]). Les marges d’exposition entre les concentrations du di(déc-1-ène) hydrogéné et du poly(déc-1-ène) hydrogéné après l’utilisation de produits NLP par pulvérisateur pour l’entretien des armes à feu et les concentrations provoquant des effets critiques dans des études en laboratoires sont considérées comme potentiellement insuffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et les données sur l’exposition utilisés pour caractériser le risque.

L’évaluation du risque pour la santé humaine a tenu compte des groupes de personnes de la population canadienne qui, en raison d’une vulnérabilité accrue ou d’une plus grande exposition, peuvent être plus susceptibles de subir des effets nocifs pour la santé. Par exemple, les expositions propres à l’âge ont été prises en compte, et des études de toxicité pour le développement et la reproduction ont été examinées pour déceler d’éventuels effets nocifs pour la santé. Dans le cadre de la présente évaluation, on a tenu compte du risque d’effets cumulatifs en examinant les expositions cumulatives aux 2 substances dans le scénario sentinelle.

Compte tenu de tous les renseignements contenus dans la présente évaluation, il est conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1‑ène) hydrogéné satisfont aux critères énoncés à l’ article 64c) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné répondent à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Introduction

En vertu de l’article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE] (Canada 1999), le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé ont réalisé l’évaluation de 2 substances appelées collectivement substances du groupe des décènes dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques pour déterminer si ces substances présentent ou peuvent présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Les substances de ce groupe ont été désignées prioritaires pour une évaluation, comme il est décrit dans ECCC, SC (modifié 2017).

Les risques pour l’environnement associés aux substances du groupe des décènes ont été caractérisés à l’aide de l’Approche de classification du risque écologique des substances organiques (CRE) (ECCC 2016a). La CRE décrit le danger d’une substance à l’aide de paramètres clés comme le mode d’action toxique, la réactivité chimique, les seuils de toxicité interne dérivés du réseau trophique, la biodisponibilité et l’activité biologique et chimique, et tient compte de l’exposition possible des organismes dans les milieux aquatiques et terrestres en fonction de facteurs tels que le taux d’émissions potentielles, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance dans l’atmosphère. On combine les différents éléments de preuve pour déterminer quelles substances nécessitent une évaluation approfondie de leur potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement ou présentent une probabilité faible de causer de tels effets.

La présente évaluation comprend l’examen des données sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les dangers, les utilisations et les expositions, y compris d’autres renseignements présentés par les intervenants. Les données pertinentes ont été colligées jusqu’en novembre 2021, tandis que des recherches ciblées dans la littérature ont été effectuées jusqu’en janvier 2022. Les données empiriques provenant d’études clés ainsi que les résultats de la modélisation ont été utilisés pour arriver aux conclusions. Lorsqu’ils étaient pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d’autres instances ont été pris en compte.

La présente évaluation a été préparée par le personnel du Programme d’évaluation des risques encadré par la LCPE à Santé Canada et à Environnement et Changement climatique Canada et comprend des observations provenant du personnel d’autres programmes régis par ces ministères. La partie de la présente évaluation portant sur la santé humaine a fait l’objet d’un examen et d’une consultation externes. Les commentaires sur les parties techniques contenues dans ce volet ont été formulés par Theresa Lopez, Jennifer Flippin et Joan Garey de Tetra Tech, Owings Mills, Maryland, États‑Unis. La partie de l’évaluation portant sur l’environnement repose sur le document de CRE (publié le 30 juillet 2016), lequel a fait l’objet d’un examen externe et d’une consultation publique de 60 jours.De plus, l’ébauche de l’évaluation (publiée le 8 janvier 2021) a fait l’objet d’une consultation publique de 60 jours. Bien que les commentaires de l’extérieur aient été pris en compte, le contenu définitif et les résultats de la présente évaluation demeurent la responsabilité de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada.

Les évaluations reposent sur des renseignements critiques permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Pour ce faire, il convient de tenir compte des données scientifiques, y compris les données, si elles sont disponibles, sur les sous-populations qui peuvent être plus vulnérables ou plus exposées, les environnements vulnérables et les effets cumulatifs^{Note de bas de page 3} , et d’employer une approche fondée sur les principes du poids de la preuve et de précaution^{Note de bas de page 4} . La présente évaluation expose les renseignements essentiels et les facteurs sur lesquels reposent les conclusions.

2. Identité des substances

Le groupe des décènes est constitué de 2 poly(alphaoléfines) (PAO) qui sont toutes 2 des UVCB^{Note de bas de page 5}  (substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes ou matières biologiques). Les PAO sont produites par des réactions catalytiques de polymérisation avec le décène et sont formées de longues chaînes d’hydrocarbures à longues chaînes ramifiées (C20-C40) dans lesquelles les doubles liaisons carbone-carbone sont hydrogénées pour être transformées en liaisons simples (ECHA 2017). Kapur et coll. (2006) et Scheuermann et coll. (2011) ont remarqué que les mélanges de PAO hydrogénées résultants sont composés de divers isomères structuraux. Le di(déc-1-ène) hydrogéné est composé à 98 % de dimères de décènes, à 1 % de monomères de décènes et à 1 % de trimères de décènes, tandis que le poly(déc-1-ène) hydrogéné est composé à 85 % de trimères de décènes, à 13 % de tétramères de décènes et à 2 % de pentamères de décènes et d’autres polymères de décènes (MAK 2011). Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS^{Note de bas de page 6} ), le nom sur la Liste intérieure (LI), le nom commun, la structure représentative du dimère (di(déc-1-ène) hydrogéné) et du trimère (poly(déc-1‑ène) hydrogéné) les plus abondants, et la masse moléculaire de chaque substance du groupe des décènes sont présentés au tableau 2‑1.

^a La masse moléculaire est établie en fonction des structures représentatives.

2.1 Sélection d’analogues et utilisation de modèles (Q)SAR

Une méthode d’extrapolation faisant appel aux données d’analogues et aux résultats des modèles de relations (quantitatives) structure-activité ([Q]SAR), le cas échéant, a été utilisée pour éclairer l’évaluation relative à la santé humaine. Les analogues choisis étaient de structure ou de fonctions similaires à celles des substances de ce groupe (toxicocinétique et propriétés physico-chimiques similaires) et leurs données empiriques pertinentes pouvaient être utilisées pour une extrapolation aux substances dont les données empiriques étaient insuffisantes. Des précisions sur les données d’extrapolation choisies pour éclairer l’évaluation des effets des substances du groupe des décènes sur la santé humaine sont présentées dans les annexes A et B, en plus des sections pertinentes du présent rapport.

Six hydrocarbures à longues chaînes ramifiées (tableau 2-2) ont été retenus comme analogues des 2 substances du groupe des décènes. Notre choix reposait sur des similitudes sur le plan de la structure, les propriétés physico-chimiques, les résultats du profilage issus de la Boîte à outils (Q)SAR de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) (2019), des résultats semblables sur la toxicité aiguë et les données disponibles sur les critères d’effet sur la santé. Bien que les différences sur le plan des propriétés physico-chimiques des analogues soient reconnues (voir l’annexe B), les analogues choisis pour le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné (ECHA c2007‑2019a, c2007‑2019b) faisaient partie du dossier d’enregistrement, d’évaluation, d’autorisation et de restrictions des substances chimiques (REACH) de l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA), de même que la caractérisation du danger du poly(déc-1-ène) hydrogéné par l’Environmental Protection Agency (EPA) des États‑Unis faisait partie du Défi des substances chimiques produites en grande quantité (High Production Volume [HPV] Challenge Program)^{Note de bas de page 7}  (US EPA 2010).

Les renseignements sur l’identité et les structures chimiques représentatives des analogues utilisés pour éclairer l’évaluation du risque pour la santé humaine sont présentés au tableau 2‑2.

^a Cette substance est un UVCB (ECHA 2017, 2019a, 2019b, 2019c, 2019d, c2007-2019c).
^b La formule et le poids moléculaires estimés sont fondés sur une représentation publiée dans le Brief Profile ou la Registered Substance Database d’ECHA.

3. Propriétés physiques et chimiques

Un résumé des propriétés physiques et chimiques des substances du groupe des décènes est présenté au tableau 3‑1. Les valeurs modélisées sont fondées sur les données tirées des modèles (Q)SAR. Pour d’autres propriétés physiques et chimiques, veuillez consulter ECCC (2016b).

Abréviations : K_oe, coefficient de partage octanol-eau; K_oc, coefficient de partage octanol-carbone; ICM, indice de connectivité moléculaire
^a Cette valeur est extrapolée à partir d’une étude normalisée réalisée avec le trimère de dodéc-1-ène hydrogéné (Hogg et Bartlett 1995), cité dans ECHA (c2007-2019b).
^b Cette valeur est extrapolée à partir d’une étude normalisée réalisée avec le trimère de dodéc-1-ène hydrogéné (Howarth et coll. 1995), cité dans ECHA (c2007-2019b).
^c Cette valeur est extrapolée à partir du trimère de dodéc-1-ène hydrogéné (Seary 2000), cité dans ECHA (c2007-2019b).

4. Sources et utilisations

Les substances du groupe des décènes ne sont pas présentes à l’état naturel. Les 2 substances du groupe des décènes ont été incluses dans une enquête réalisée en application de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013). Un résumé des données déclarées sur les quantités totales fabriquées et importées des substances du groupe des décènes pour l’année 2011 est présenté au tableau 4‑1.

Abréviations : N.d., non déclarée au-dessus du seuil de déclaration de 100 kg.
^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013). Voir l’enquête pour connaître les inclusions et les exclusions particulières (annexes 2 et 3).

Un résumé des principales utilisations des substances du groupe des décènes établi à partir des renseignements obtenus dans le cadre d’une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013) est présenté au tableau 4‑2. Le tableau 4-3 présente d’autres utilisations au Canada.

Abréviations : O, oui, cette utilisation a été déclarée pour cette substance; N, non, cette utilisation n’a pas été déclarée pour cette substance
^a Utilisations non confidentielles déclarées en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013). Voir l’enquête pour connaître les inclusions et les exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b Les produits de soins personnels sont des produits disponibles pour l’achat sans ordonnance d’un médecin et appartiennent à l’une des 3 grandes catégories suivantes : cosmétiques, produits de santé naturels et médicaments en vente libre.

^a Communication personnelle, courriel de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, juillet 2021; sans référence.
^b Même s’ils ne sont pas définis dans la Loi sur les aliments et drogues, les additifs indirects peuvent être considérés, à des fins administratives, comme des substances utilisées dans les usines de transformation alimentaire et pouvant devenir des résidus adventifs dans les aliments (par exemple, nettoyants, assainissants).
^c Communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de santé Canada, juillet 2021; sans référence.

Le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné ont été décelés dans divers lubrifiants et graisses disponibles pour les consommateurs, notamment dans l’huile pour engrenages et l’huile à transmission (SDS 2013a; MSDS 2015) et l’huile à moteur et l’huile pour engrenages (MSDS 2004a, 2004b, 2009, 2010, 2012a, 2012b; SDS 2013b), respectivement. Les 2 substances ont aussi été trouvées dans des huiles lubrifiantes ainsi que dans des nettoyants, des lubrifiants et des agents de préservation (NLP) utilisés pour l’entretien des armes à feu (SDS 2012, 2014, 2016a, 2016b, 2021). En tant qu’ingrédient dans les liquides de PAO, le di(déc-1-ène) hydrogéné peut également être utilisé comme composant des liquides hydrauliques d’un aéronef et des liquides de refroidissement (Mattie et coll. 2017).

5. Devenir et comportement dans l’environnement

5.1 Persistance dans l’environnement

D’après les modèles utilisés dans la CRE (ECCC 2016b), le di(déc-1-ène) hydrogéné, représenté par son principal composant, le dimère de déc-1-ène (environ 98 % de sa composition), et le poly(déc-1-ène) hydrogéné, représenté par son principal composant, le trimère de déc-1-ène (environ 85 % de sa composition), ne devraient pas être persistants dans l’eau, l’air, les sédiments et le sol.

5.2 Potentiel de bioaccumulation

Bien que les valeurs de K_oe soient élevées pour le di(déc-1-ène) hydrogéné, représenté par son principal composant, le dimère de déc-1-ène (environ 98 % de sa composition), et le poly(déc-1-ène) hydrogéné, représenté par son principal composant, le trimère de déc-1-ène (environ 85 % de sa composition), les facteurs de bioconcentration pour ces substances sont très faibles (11,3 et 2,7 L/kg, respectivement). Par conséquent, ces substances ne devraient pas s’accumuler de façon importante dans les organismes (ECCC 2016b).

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

6.1 Caractérisation du risque écologique

Les risques pour l’environnement associés aux substances du groupe des décènes ont été caractérisés à l’aide de l’Approche de CRE (ECCC 2016a). La CRE est une approche axée sur la notion de risque; elle attribue un score de risque en tenant compte de nombreuses mesures du danger et de l’exposition, pondérées par différents éléments de preuve. Les différentes données probantes sont combinées pour que l’on puisse distinguer les substances présentant une puissance faible ou élevée et un potentiel d’exposition faible ou élevé dans divers milieux. Une telle approche permet de réduire l’incertitude globale de la caractérisation du risque comparativement à une approche qui reposerait sur un paramètre unique dans un seul milieu (par exemple, la concentration létale médiane [CL50]) pour la caractérisation. Voici l’approche résumée, présentée en détail dans ECCC (2016a).

Les données sur les propriétés physico-chimiques, le devenir (demi-vies chimiques dans divers milieux et biotes, coefficients de partage et bioconcentration dans les poissons), l’écotoxicité aiguë pour les poissons et les volumes de produits chimiques importés et fabriqués au Canada proviennent de publications scientifiques, de bases de données empiriques accessibles (par exemple, la boîte à outils QSAR de l’OCDE [2016]) et des réponses aux enquêtes réalisées en vertu de l’article 71 de la LCPE, ou sont des données produites par modélisation à l’aide de la relation (quantitative) structure-activité ([Q]SAR), du devenir du bilan massique ou de la bioaccumulation. Ces données ont servi à alimenter d’autres modèles de bilan massique ou à remplir les profils de risques et d’exposition des substances.

Les profils de danger reposent principalement sur des paramètres tels que le mode d’action toxique, la réactivité chimique, les seuils de toxicité interne dérivés du réseau trophique, la biodisponibilité et l’activité chimique et biologique. Les profils d’exposition sont également fondés sur plusieurs paramètres, dont le taux d’émission potentielle, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance. On a comparé les profils de danger et d’exposition aux critères de décision afin de classer les potentiels de danger et d’exposition de chaque substance organique comme faibles, modérés ou élevés. On a appliqué d’autres règles (par exemple, cohérence de la classification, marge d’exposition) pour préciser les classements préliminaires de danger et d’exposition.

Une matrice de risques a permis d’attribuer à chaque substance un risque potentiel faible, modéré ou élevé, en fonction du classement de son danger et de son exposition. On a vérifié le classement du risque potentiel établi au moyen de la CRE en suivant une approche en 2 étapes. La première étape consistait à faire passer le classement des risques de moyen ou élevé à faible dans le cas des substances dont le taux d’émission estimé dans l’eau est faible après traitement des eaux usées, ce qui représente un potentiel d’exposition faible. La deuxième étape consistait à réévaluer le classement du potentiel de risque faible à l’aide de scénarios de risque relativement prudents à l’échelle locale (soit la zone entourant directement la source ponctuelle de rejet), conçus pour ne pas nuire à l’environnement, afin de déterminer si le classement du risque potentiel devrait être revu à la hausse.

La CRE est une approche pondérée qui vise à réduire au minimum le risque d’un surclassement ou d’un sous-classement du danger, de l’exposition et des risques subséquents. ECCC (2016a) explique en détail les approches équilibrées utilisées pour traiter les incertitudes. Voici une description de 2 des domaines d’incertitude les plus importants. Une erreur dans les valeurs de toxicité aiguë empiriques ou modélisées pourrait modifier le classement du danger, surtout si les paramètres sont fondés sur les valeurs de résidus dans les tissus (c’est-à-dire, le mode d’action toxique), dont bon nombre sont des valeurs estimées à l’aide de modèles (Q)SAR (boîte à outils QSAR de l’OCDE, 2014). Toutefois, l’impact de ce type d’erreur est atténué par le fait qu’une surestimation de la létalité médiane conduira à une valeur prudente (sans danger) de résidus dans les tissus pour l’analyse critique des résidus corporels. Une erreur due à une sous-estimation de la toxicité aiguë sera atténuée par le recours à d’autres paramètres de danger, tels que le profilage structurel du mode d’action, la réactivité et/ou l’affinité de liaison à l’œstrogène. Les changements ou les erreurs touchant les quantités chimiques pourraient donner lieu à un classement de l’exposition différent, les classements de l’exposition et du risque étant très sensibles aux taux d’émission et aux quantités utilisées. Les classements obtenus au moyen de la CRE représentent donc l’exposition et le risque au Canada, compte tenu des quantités utilisées actuellement (déterminées par estimations), mais pourraient ne pas rendre compte des tendances futures.

De plus, il convient de noter que dans la présente évaluation, le potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement a été analysé pour chaque substance de façon distincte. L’exposition simultanée à de nombreuses substances pourrait entraîner des effets cumulatifs sur les organismes et possiblement présenter un risque plus élevé. Le risque d’effets cumulatifs et la façon dont ces effets se manifestent dans l’environnement n’ont pas été davantage étudiés en raison du classement de faible risque écologique associé à ces substances, qui tient compte de l’exposition de l’environnement et du danger connexe déterminés dans le cadre de la CRE.

Les données essentielles et les facteurs à considérer, utilisés pour élaborer les profils spécifiques des substances du groupe des décènes, ainsi que les résultats de la classification du danger, de l’exposition et du risque sont présentés dans ECCC (2016b).

Étant donné le classement faible pour le danger et l’exposition, établi au moyen des données prises en compte dans l’analyse de la CRE, le potentiel de risque pour l’environnement associé au di(déc-1-ène) hydrogéné a été classé comme faible. Il est peu probable que cette substance soit préoccupante pour l’environnement au Canada.

Selon l’information examinée dans le cadre de la CRE, le potentiel d’exposition du poly(déc-1-ène) hydrogéné a été classé comme modéré en raison de sa longue persistance globale (la somme des demi-vies chimiques dans tous les milieux, pondérée par la fraction massique de la substance chimique dans le milieu) et des quantités modérées utilisées, déclarées dans une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013). Le poly(déc-1-ène) hydrogéné a été classé comme une substance dont le potentiel de danger est faible. Le poly(déc-1-ène) hydrogéné a été classé comme une substance dont le potentiel de risque pour l’environnement est faible. Bien que les profils d’utilisation actuels conduisent à un potentiel d’exposition modéré, il est peu probable que le poly(déc-1-ène) hydrogéné entraîne des préoccupations pour l’environnement au Canada étant donné son faible potentiel de danger.

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

7.1 Évaluation des effets pour la santé humaine

Les données de toxicité pour l’évaluation du danger du di(déc-1-ène) hydrogéné et du poly(déc-1-ène) hydrogéné ont été appuyées par les données présentées à l’ECHA dans le cadre du programme REACH (ECHA c2007-2019a, c2007‑2019b) et de la caractérisation préalable du danger du poly(déc-1‑ène) hydrogéné de l’EPA des États‑Unis, conformément au programme Défi HPV (US EPA 2010). La recherche documentaire s’est échelonnée jusqu’en novembre 2021. Des études par inhalation sur la toxicité aiguë et d’une durée de 2 semaines, réalisées par l’Air Force Research Laboratory des États‑Unis (Mattie et coll. 2017, 2021; Wegner et coll. 2018), ont été trouvées pour le di(déc-1-ène) hydrogéné et éclairent la caractérisation du danger.

Des données pertinentes, quoique limitées, propres aux substances du groupe des décènes sont présentées ci-dessous, en plus de renseignements sur les effets des analogues sur la santé. Les données sur les analogues ont éclairé plusieurs critères d’évaluation : la génotoxicité, la toxicité à doses répétées, et la toxicité pour la reproduction et le développement. D’autres renseignements sur le choix des analogues sont présentés à la section 2.1 et à l’annexe A. L’annexe B est un résumé des propriétés physico-chimiques et des données accessibles sur les effets sur la santé, relatives aux substances du groupe des décènes et à leurs analogues. Les études de toxicité trouvées pour les analogues des substances du groupe des décènes étaient souvent réalisées à l’aide de produits comme matériel à l’essai. Par conséquent, la composition des différents produits, en matière de substances à l’étude, pourrait être variable.

7.1.1 Génotoxicité

Dans l’ensemble, les substances du groupe des décènes ne devraient avoir aucune génotoxicité, étant donné les résultats négatifs in vivo et in vitro des analogues (voir l’annexe B).

7.1.2 Voie d’exposition orale

D’après les résultats d’une étude toxicocinétique portant sur l’administration d’un analogue (n^o CAS 68037-01-4) par gavage à des rats mâles (ECHA c2007-2019d), le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné seraient peu absorbés après une exposition orale. Les données toxicologiques pour l’exposition par voie orale au di(déc-1-ène) hydrogéné et au poly(déc-1-ène) hydrogéné étaient limitées à la toxicité aiguë, où la DL₅₀^{Note de bas de page 8} était supérieure à 4 100 mg/kg ou plus (soumis à l’essai sous forme d’Emery 3002, SF-0203-41, SF‑0201‑3 et Emery 3004) (ECHA c2007-2019a). Plusieurs études de toxicité à doses répétées chez le rat ont été trouvées (annexe B) pour des analogues des substances du groupe des décènes (n^os CAS 68037-01-4, 151006-58-5, 151006-62-1). La durée des études d’exposition par administration alimentaire ou par gavage variait de 28 à 91 jours. Des études de toxicité pour la reproduction et le développement chez des rats exposés par gavage (études combinant toxicité à doses répétées et toxicité pour la reproduction; sur une génération; sur 2 générations) ont été trouvées pour certains des analogues des substances du groupe des décènes (n^os CAS 68037-01-4, 151006-62-1, 1000172‑11‑1). Les doses sans effet nocif observé (DSENO) déterminées à partir d’études sur les analogues allaient de 1 000 mg/kg p.c./j à 6 771 mg/kg p.c./j, soit les doses les plus élevées administrées dans ces études (ECHA c2007-2019a, c2007-2019c; Mobil 1990a, 1990b; Stonybrook 1995a; US EPA 2010). À l’aide d’une méthode d’extrapolation, on a déterminé que le groupe des décènes était peu préoccupant pour la santé humaine en ce qui concerne l’exposition par voie orale.

7.1.3 Voie d’exposition cutanée

Aucune donnée empirique sur l’absorption cutanée n’a été recensée pour le di(déc-1-ène) hydrogéné ou le poly(déc-1-ène) hydrogéné. Les données toxicologiques pour l’exposition par voie cutanée au di(déc-1-ène) hydrogéné et au poly(déc-1-ène) hydrogéné étaient limitées à la toxicité aiguë. Une DL₅₀ par voie cutanée a été déterminée pour le di(déc-1-ène) hydrogéné et était supérieure à 3000 mg/kg p.c. chez le lapin (ECHA c2007-2019a, c2007-2019b). Des études d’exposition par voie cutanée réalisées chez le rat (dont le site d’application n’était pas couvert) ont été trouvées pour les analogues du groupe des décènes (annexe B). Une étude cutanée de toxicité à doses répétées sur 28 jours (n^o CAS 163149-28-8) et une étude cutanée de toxicité pour le développement, réalisées chez le rat depuis le jour de gestation 0 jusqu’au jour de gestation 19 (n^o CAS 68037-01-4) ont donné, à la dose d’essai la plus élevée, des DSENO de 2000 mg/kg p.c./jour (Mobil Chemical Co 1995; Mobil 1988; US EPA 2010). Dans une étude d’induction de tumeurs cutanées chez la souris, il n’y a pas eu d’augmentation de l’incidence après l’application de l’homopolymère du déc-1-ène hydrogéné (n^o CAS 68037-01-4), un analogue du groupe des décènes, pendant 104 semaines (Kettering 1990; US EPA 2010). Même si aucune étude de toxicité cutanée à doses répétées à plus long terme, fondée sur l’absence d’effets nocifs observés chez les animaux dans les études de toxicité subchronique par voie orale, n’a été trouvée, afin de connaître les effets généralisés des substances cibles ou des analogues du groupe des décènes, les substances de ce groupe sont jugées peu préoccupantes pour la santé humaine par l’exposition par voie cutanée.

7.1.4 Exposition par inhalation

Un résumé de la toxicité par inhalation déterminée à partir d’études de toxicité aiguë pouvant être attribuée aux substances du groupe des décènes est présenté à l’annexe B. Une augmentation du taux de mortalité, des effets macroscopiques et des signes cliniques a été notée dans plusieurs études de toxicité aiguë par exposition de l’organisme entier à des aérosols réalisées chez les rats et peut être attribuée au di(déc-1-ène) hydrogéné (ECHA c2007-2019a).

Des études de toxicité aiguë et à long terme par inhalation menées par l’Air Force Research Laboratory des États‑Unis (Mattie et coll. 2017; Wegner et coll. 2018) ont été trouvées pour le di(déc-1-ène) hydrogéné.

L’étude de détermination des doses aiguës a été réalisée conformément à l’essai n^o 403 (toxicité aiguë par inhalation) des Lignes directrices de l’OCDE, où des groupes de rats Fischer 344 mâles et femelles (10/sexe/dose) ont été exposés à 0, 100, 500 ou 1000 mg/m³ d’aérosols de PAO liquide pendant 6 heures. La PAO liquide étudiée est principalement composée de di(déc-1-ène) hydrogéné (à hauteur de 80 % à 99,5 %) avec un additif de marque (à hauteur de 0,5 % à 20 %). Pour modifier le plan expérimental, on a évalué un groupe distinct de rats après une période de récupération de 2 semaines sur le plan des observations neurocomportementales, de la pathologie macroscopique, de la chimie clinique et des effets histopathologiques. Les épreuves neurocomportementales appliquées chez les rats mâles et femelles ayant été exposés à 500 et à 1000 mg/m³ ont révélé une réduction importante de l’activité motrice par rapport aux rats du groupe témoin. Après une période de récupération de 14 jours des rats, les résultats des épreuves neurocomportementales ont été semblables à ceux du groupe témoin. Pour déterminer la variation du poids corporel, on a utilisé le rapport du poids mesuré au jour 1 après exposition sur le poids mesuré le jour de l’exposition. Comparativement au groupe témoin, une diminution importante du rapport de poids corporels a été observée chez les femelles exposées à 500 mg/m³ et dans les groupes de mâles et de femelles exposés à 1000 mg/m³. À la fin de la période de récupération, aucun effet sur le poids corporel n’a été rapporté. D’après les résultats, la consommation de nourriture et d’eau aurait également diminué de façon importante par rapport au groupe témoin, un (1) jour après l’exposition, dans les groupes de rats ayant perdu du poids. Les auteurs de l’étude ont jugé que les variations de poids des organes étaient attribuables à des différences dans la consommation de nourriture et d’eau ayant mené à des variations du poids corporel chez les rats des groupes exposés à 1000 mg/m³. Aucun effet négatif sur la chimie clinique et l’hématologie n’a été rapporté chez les animaux exposés comparativement aux animaux du groupe témoin. Sur le plan de l’histopathologie, aucune lésion n’a été observée dans les poumons ou les cavités nasales des rats du groupe témoin, ou dans la première et la deuxième section des cavités nasales (NL1, NL2) après une exposition aiguë. Toutes les concentrations auraient causé des lésions à la fois dans les cavités nasales postérieures (NL3, NL4) et les poumons des rats. On a observé une relation dose-réponse pour l’incidence et la gravité des lésions, comme indiqué au tableau 7‑1 et au tableau 7-2. À 100 mg/m³, des lésions ont été constatées dans les cavités nasales (NL4; dégénérescence multifocale, nécrose) et les poumons (inflammation), la gravité ayant été minime dans les 2 types de tissus, tandis que chez les animaux exposés à des concentrations plus élevées, l’incidence des lésions était de 100 % dans les cavités nasales et de 90 % dans les poumons. Dans les cavités nasales, la gravité de la réponse augmentait avec la progression de la position des sections histologiques vers l’extrémité postérieure de ces cavités, tandis que la gravité à la section NL3 était légère, dans l’ensemble, celle à la section NL4 était généralement marquée dans les groupes d’animaux exposés aux concentrations de 500 mg/m³ et de 1000 mg/m³. La gravité des lésions des tissus épithéliaux s’est accrue avec l’augmentation de la concentration de 500 mg/m³ à 1000 mg/m³, progressant d’une dégénérescence multifocale accompagnée de nécrose et d’œdème à des lésions multifocales accompagnées de nécrose, d’inflammation neutrophile, d’œdème et de perte d’épithélium. Dans les poumons, une inflammation ayant une incidence histopathologique a été observée chez tous les rats, et certains individus exposés à 500 et 1000 mg/m³ montraient une accumulation de neutrophiles ainsi que de lymphocytes, de macrophages et de débris. Chez 2 rats, une inflammation pulmonaire a été rapportée (gravité normale; l’une focale, l’autre multifocale) à 100 mg/m³. À 500 mg/m³, la gravité générale des lésions était minime, mais chez certains rats, la réponse était légère. À 1000 mg/m³, la gravité générale des lésions était considérée comme légère. Bien que la cote de gravité générale était plus importante pour ce groupe que pour le groupe exposé à 500 mg/m³, les auteurs ont suggéré que cela était attribuable à une réaction plus grave chez un rat (inflammation, œdème et nécrose). Dans la plupart des cas, la gravité de l’inflammation variait de minime à légère pour chaque rat (Mattie et coll. 2017; Wegner et coll. 2018).

^a Incidence mesurée par le nombre de rats présentant des lésions/nombre de rats du groupe de rats exposés (Mattie et coll. 2017).

^a Gravité = moyenne ± erreur type de la moyenne; cote de gravité : 0 = normale; 1 = minime; 2 = légère; 3 = modérée; 4 = marquée; 5 = grave (Mattie et coll. 2017).

Encore moins d’animaux ont été touchés et la gravité diminuait après une période de récupération de 14 jours, mais les animaux touchés n’ont pas tous récupéré complètement. À 100 mg/m³, 95 % des rats ont récupéré de leurs lésions aux cavités nasales, tandis qu’un des 20 rats y présentait une dégénérescence multifocale. Lors de l’évaluation de la section des tissus NL3, presque tous les rats ont récupéré (95 % et 100 % aux concentrations intermédiaire et élevée, respectivement). Cependant, une récupération des lésions à la section NL4 des tissus des cavités nasales n’a été rapportée que chez 42 % et 70 % des rats exposés à 500 mg/m³ et à 1000 mg/m³, respectivement. La gravité des lésions en général aurait été minime après une période de récupération, quelle que soit la concentration. Certains rats ayant été exposés à 1000 mg/m³ ont montré des signes de régénération, mais de la dégénérescence, de la nécrose, de l’œdème et de l’inflammation étaient encore présents chez les rats touchés. Dans les poumons, on a observé une incidence de récupération similaire et une gravité générale minime, quelle que soit la concentration. Après la période de récupération, aucune inflammation, nécrose ou dégénérescence dans les poumons n’a été rapportée après une exposition aiguë à 100 mg/m³. Cependant, une inflammation neutrophile multifocale a été constatée chez les rats exposés à 500 mg/m³ et à 1000 mg/m³, outre des poumons granulomateux à 1000 mg/m³ (Mattie et coll. 2017; Wegner et coll. 2018). 

^a Incidence mesurée par le nombre de rats présentant des lésions/nombre de rats du groupe de rats exposés (Mattie et coll. 2017).

^a Gravité = moyenne ± erreur type de la moyenne; cote de gravité : 0 = normale; 1 = minime; 2 = légère; 3 = modérée; 4 = marquée; 5 = grave (Mattie et coll. 2017).

Les auteurs de l’étude ont établi la valeur de DSENO à 6 heures à 100 mg/m³ pour les effets histopathologiques observés dans les voies respiratoires (Mattie et coll. 2017, 2021). On a établi la valeur de la concentration sans effet nocif observé (CSENO) aiguë à 100 mg/m³ pour la caractérisation du risque dans la présente évaluation, d’après les effets histopathologiques dans les voies respiratoires observés chez les rats exposés à 500 mg/m³ d’aérosols de PAO.

Une étude de toxicité par inhalation à doses répétées a été réalisée avec le liquide de PAO conformément à l’Essai n^o 412 des Lignes directrices de l’OCDE (adopté en 1981), après l’étude de détermination des doses de toxicité aiguë mentionnée plus haut. Des groupes de rats Fischer 344 mâles et femelles (10/sexe/concentration) ont été exposés à des aérosols de 0, 20, 100 ou 300 mg/m³ de liquide de PAO durant 6 heures par jour, 5 jours par semaine et ce, pendant 2 semaines (10 expositions). Les épreuves neurocomportementales (analyse en milieu ouvert de l’activité motrice; essais en cage, de maniement et de manipulation pour une batterie d’observations fonctionnelles) ont été menées les jours 9 et 10 de l’exposition, tandis que les valeurs de chimie clinique, d’histopathologie, d’hématologie et de pathologie macroscopique ont été déterminées après la nécropsie réalisée au jour 10 de l’exposition. Aucun effet important n’a été rapporté dans les épreuves neurocomportementales ainsi que sur la consommation de nourriture et d’eau, le poids corporel et le poids des organes chez les rats exposés par rapport aux rats du groupe témoin. Le seul résultat de chimie clinique (augmentation significative de l’aspartate aminotransférase chez les femelles exposées à 20 mg/m³ par rapport aux femelles du groupe témoin) n’a pas été jugé comme un bon indicateur d’une relation dose-réponse. D’après les résultats d’hématologie, une diminution importante des lymphocytes (en pourcentage) ainsi qu’une diminution importante des neutrophiles (en pourcentage) ont été rapportées avec une augmentation de la dose chez les rats femelles, quelle que soit la concentration; une réponse similaire a été observée chez les mâles à compter de 100 mg/m³. Des variations importantes, mais sporadiques, ont été constatées dans le nombre de leucocytes (100 mg/m³) et de plaquettes (20 mg/m³) chez les femelles, ainsi que dans le volume moyen des plaquettes chez les rats mâles (100 mg/m³) et les rats femelles (20 mg/m³), par comparaison aux rats du groupe témoin. Des lésions histopathologiques ont été rapportées dans la partie postérieure des cavités nasales (NL4) ainsi que dans les poumons des animaux exposés à 300 mg/m³. Une lésion dans les cavités nasales a été décelée à 100 mg/m³, mais il a été établi qu’elle n’était pas liée à l’exposition. À la concentration de 300mg/m³, des lésions ont été observées dans la partie postérieure des cavités nasales (NL4) et les poumons des rats mâles et femelles. Des lésions dans les cavités nasales, de gravité globale minime (cote moyenne = 0,71 ± 0,13) ont été trouvées chez 12 des 20 rats. Une inflammation, souvent décrite comme produit des neutrophiles et d’origine multifocale, ainsi que des débris nécrotiques, une perte de l’épithélium et une nécrose ont été constatés chez les rats touchés exposés à 300 mg/m³. Une régénération de l’épithélium a également été rapportée chez certains animaux. À la même concentration (300 mg/m³), 19 des 20 rats ont présenté des lésions aux poumons dont la gravité a été jugée somme toute légère (cote moyenne = 1,25 ± 0,12; 6 animaux ont eu un score léger et 13 ont eu un score minime). Une inflammation pulmonaire a été constatée chez la plupart des animaux touchés exposés à 300 mg/m³, tandis que seulement 2 rats ont présenté des débris nécrotiques et une apoptose de cellules isolées en plus de l’inflammation. Les auteurs ont établi la CSENO à 100 mg/m³ chez le rat, d’après les effets sur l’histopathologie des voies respiratoires observés à 300 mg/m³ (Mattie et coll. 2017; Wegner et coll. 2018).

Aucune étude appropriée de toxicité aiguë ou à court terme par inhalation n’a été recensée pour le poly(déc-1-ène) hydrogéné. Comme il est indiqué dans la section 7.1 et l’annexe B, les analogues n’ont pas fourni de renseignements pertinents sur les effets non létaux aigus ou à court terme de l’exposition par inhalation. Bien que la structure chimique et les propriétés physico-chimiques du di(déc-1-ène) hydrogéné soient différentes, les effets critiques relevés pour cette substance ont servi à caractériser le risque associé au poly(déc-1-ène) hydrogéné, selon une approche prudente.

7.2 Évaluation de l’exposition

La présente évaluation de l’exposition est axée sur la voie d’exposition par laquelle les effets critiques sur la santé ont été trouvés, c'est-à-dire les effets non cancérogènes dans les poumons après inhalation de di(déc-1-ène) hydrogéné et de poly(déc-1-ène) hydrogéné provenant de produits en pulvérisateur disponibles pour les consommateurs.

7.2.1 Milieu environnemental et aliments

Aucune donnée n’a été trouvée sur la présence du di(déc-1-ène) hydrogéné ou du poly(déc-1‑ène) hydrogéné dans l’air, l’eau ou le sol au Canada. Cependant, ces substances peuvent être rejetées dans l’environnement par des installations canadiennes qui les fabriquent ou les transforment. Aucun résultat sur la surveillance du di(déc-1-ène) hydrogéné ou du poly(déc-1-ène) hydrogéné dans l’air ambiant ou l’eau des installations de fabrication ou de transformation n’a été rapporté.

D’après la modélisation de la fugacité, le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné ont davantage tendance à se répartir dans le sol et/ou l’eau que dans l’air (EPISuite c2000-2012). Bien que les substances du groupe des décènes puissent être rejetées dans l’eau dans le cadre d’activités industrielles au Canada, l’exposition de la population générale au Canada par la voie orale (c’est‑à‑dire l’eau potable) n’a pas été quantifiée, car aucun effet critique sur la santé n’a été décelé par cette voir d’exposition (se reporter à la section 7.1.2).

Le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné peuvent être présents comme composants d’additifs indirects, surtout dans les lubrifiants utilisés dans les établissements de transformation alimentaire sans possibilité de contact avec les aliments (communication personnelle, courriel de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, juillet 2021; sans référence). Par conséquent, il ne devrait pas y avoir d’exposition à ces substances par les aliments.

7.2.2 Produits disponibles pour les consommateurs

Au Canada, le di(déc-1-ène) hydrogéné est présent dans environ 73 cosmétiques, tels que des produits hydratants, des nettoyants, des rouges à lèvres et du maquillage (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux de Santé Canada au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, juillet 2021; sans référence). Le di(déc-1-ène) hydrogéné est également présent dans les lubrifiants et graisses disponibles pour les consommateurs, y compris l’huile pour engrenages et l’huile à transmission (Environnement Canada 2011; SDS 2013a; MSDS 2015). La principale voie d’exposition au di(déc-1-ène) hydrogéné découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs devrait être cutanée (sauf pour le rouge à lèvres, dont l’exposition se fait par voie orale) par suite d’un contact direct avec la peau. Cependant, l’exposition par les voies cutanée et orale n’a pas été quantifiée, car aucun effet critique n’a été constaté par ces voies d’exposition (se reporter à la section 7.1).

Au Canada, les produits disponibles pour les consommateurs qui contiennent un poly(déc-1-ène) hydrogéné sont principalement des lubrifiants et des graisses, comme l’huile à moteur et l’huile pour engrenages (Environnement Canada 2011; MSDS 2004a, 2004b, 2009, 2010, 2012a, 2012b; SDS 2013b). La principale voie d’exposition au poly(déc-1-ène) hydrogéné découlant de l’utilisation de ces produits devrait être la voie cutanée par suite d’un contact cutané direct pendant l’utilisation. Cependant, l’exposition par la voie cutanée n’a pas été quantifiée, car aucun effet critique n’a été constaté par cette voie d’exposition.

Le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné peuvent également être présents au Canada comme ingrédients dans l’huile utilisée pour l’entretien des armes à feu, notamment dans des produits NLP. Le poly(déc-1-ène) hydrogéné a été détecté dans des huiles lubrifiantes en aérosol et en pulvérisateur à gâchette pour les armes à feu (SDS 2012, 2014, 2016a) offertes chez des détaillants canadiens. Le di(déc-1-ène) hydrogéné était aussi présent dans la forme liquide d’un produit, qui peut être versé ou appliqué à l’aide d’un pulvérisateur à gâchette (SDS 2021), tandis que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné ont tous 2 été trouvés dans un produit NLP sous forme d’aérosol (SDS 2016b). Bien que ces derniers produits n’aient pas été repérés dans des points de vente au détail canadiens, les consommateurs canadiens peuvent se les procurer en ligne. Étant donné que les effets critiques sur la santé se produisent par inhalation d’aérosols, seule l’exposition par inhalation découlant de l’utilisation de produits en aérosols et de l’utilisation de produits en pulvérisateur à gâchette a été estimée. Les valeurs estimatives de la moyenne pondérée en fonction du temps (MPT) de 15 minutes des concentrations maximales de di(déc-1-ène) hydrogéné et de poly(déc-1-ène) hydrogéné dans l’air découlant de l’utilisation d’une bombe aérosol de NLP et d’un pulvérisateur à gâchette de NLP pour l’entretien des armes à feu provenaient de modèles de ConsExpo Web (ConsExpo Web 2016). Pour des précisions sur le modèle particulier et les paramètres utilisés, veuillez consulter l’annexe C.

Abréviations : NLP, nettoyants, lubrifiants, agents de préservation; MPT, moyenne pondérée en fonction du temps
^a La concentration maximale (MPT de 15 minutes) a été établie par exposition à des gouttelettes inhalables étant donné les effets sur les tissus des cavités nasales.
^b Valeur estimative de la concentration maximale pendant une application de 20 minutes (ConsExpo Web).
^c SDS 2012, 2014
^d SDS 2016a
^e SDS 2016b. Étant donné que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné sont présents dans le même produit, les concentrations maximales (MPT de 15 minutes) ont également été calculées à l’aide d’une concentration maximale de 90 % dans le produit (on présume qu’un agent propulseur ou un autre ingrédient constitue de 10 à 20 % du produit).
^f SDS 2021

7.3 Caractérisation du risque pour la santé humaine

Aucun effet critique négatif sur la santé n’a été constaté par les voies d’exposition orale et cutanée pour les substances du groupe des décènes d’après les données sur les effets des analogues sur la santé. Par conséquent, les expositions par voies orale et cutanée au di(déc-1-ène) hydrogéné et au poly(déc-1-ène) hydrogéné découlant de l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs ou de milieux environnementaux ne sont pas préoccupantes pour la santé humaine.

Des effets critiques ont été trouvés pour les substances du groupe des décènes à la suite d’une exposition par inhalation. Dans les études toxicologiques accessibles menées avec du di(déc-1-ène) hydrogéné, la CSENO de 100 mg/m³ a été retenue d’une étude de toxicité aiguë chez le rat, et établie d’après les effets histopathologiques observés dans les cavités nasales et les poumons. Ces effets sont considérés comme étant reliés au point de contact et présentent une relation dose-réponse. De plus, la courbe dose-réponse associée à ces effets forme un plateau ou devient moins prononcée avec le temps. Des effets neurocomportementaux ont été observés à des concentrations plus élevées.

Pour les besoins de la présente caractérisation des risques, on considère que les effets observés chez le rat après une exposition par inhalation à des aérosols de di(déc-1-ène) hydrogéné sont liés à la concentration plutôt qu’à la durée d’exposition. Les effets ont donc été comparés aux concentrations maximales estimées (MPT de 15 minutes) lors de l’utilisation de produits d’entretien des armes à feu.

Dans le tableau 7‑6 sont présentées toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger des substances du groupe des décènes, ainsi que celles des marges d’exposition résultantes, pour la détermination des risques.

Abréviations : NLP, nettoyants, lubrifiants, agents de préservation; ME, marges d’exposition; CSENO, concentration sans effet nocif observé; MPT, moyenne pondérée en fonction du temps

Les marges d’exposition calculée entre l’effet critique et les valeurs estimatives de l’exposition découlant de l’utilisation de pulvérisateurs de NLP pour l’entretien des armes à feu sont jugées potentiellement insuffisantes (c’est-à-dire, <300) pour tenir compte des incertitudes dans les effets sur la santé et les données sur l’exposition utilisés pour caractériser le risque.

L’évaluation du risque pour la santé humaine a tenu compte des groupes de personnes de la population canadienne qui, en raison d’une vulnérabilité accrue ou d’une plus grande exposition, peuvent être plus susceptibles de subir des effets nocifs pour la santé. Par exemple, les expositions propres à l’âge ont été prises en compte, et des études de toxicité pour le développement et la reproduction ont été examinées pour déceler d’éventuels effets nocifs pour la santé. Dans le cadre de la présente évaluation, on a tenu compte du risque d’effets cumulatifs en examinant les expositions cumulatives aux 2 substances dans le scénario sentinelle.

7.4 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour la santé humaine

Les principales sources d’incertitudes sont présentées dans le tableau ci-dessous.

+ = incertitude visant l’incertitude quant au potentiel de surestimer l’exposition et les risques; - = incertitude visant l’incertitude quant au potentiel de sous-estimer l’exposition et les risques; +/- = potentiel inconnu d’entraîner une surestimation ou une sous-estimation du risque.

8. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation, le di(déc-1‑ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné présentent un risque faible de causer des effets nocifs pour l’environnement. Il est conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1-ène) hydrogéné ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la biodiversité ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de tous les renseignements contenus dans la présente évaluation, il est conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1‑ène) hydrogéné satisfont aux critères énoncés à l’ article 64c) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que le di(déc-1-ène) hydrogéné et le poly(déc-1‑ène) hydrogéné satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

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Annexe A. Méthode d’extrapolation

Annexe B. Résumé des dangers du di(déc-1-ène) hydrogéné, du poly(déc-1-ène) hydrogéné et de substances analogues

Tableau B-1. Données sur les effets physico-chimiques et la santé relatives au di(déc-1-ène) hydrogéné et au poly(déc-1-ène) hydrogéné par rapport à celles des analogues (tableau 1 de 3)

Nom chimique	Di(déc-1-ène) hydrogéné	Tétramère du déc-1-ène, mélangé avec le trimère du déc-1‑ène hydrogéné (poly(déc-1‑ène) hydrogéné)	Homopolymère du déc-1‑ène hydrogéné	Dodéc-1‑ène dimérisé avec du déc-1‑ène hydrogéné
Rôle	Substance cible	Substance cible	Analogue 1	Analogue 2
No CAS	68649-11-6	68649-12-7	68037-01-4	151006-58-5
Structure chimique	(Structure représentative des dimères)	(Structure représentative des trimères)	n inconnu
Formule moléculaire	C20H42	C30H62	C30H62 and C40H82 (ECHA 2019a)	C20-22H42-46 (ECHA 2019b)
Masse moléculaire (g/mol)	282,556	422,81	422 à 562 (ECHA 2019a)	282 à 310 (ECHA 2019b)
Point de fusion (°C)	-73 (expérimental) (ECHA c2007-2019a)	-73 (expérimental) (US EPA 2010, 2019)	< -57 (ECHA 2019a)	ND
Point d’ébullition (°C)	ND	ND	217 à 596 à 101,3 kPa (ECHA 2019a)	ND
Pression de vapeur (Pa)	1,889 (expérimental)(ECHA c2007-2019a)	< 13 (expérimental) (US EPA 2010, 2019)	< 0,545 Pa à 20 °C (ECHA c2007-2019d)	ND
Solubilité dans l’eau (mg/L)	< 0,1 à 20 °C (expérimental) (ECHA c2007-2019a)	ND	0,1 (100 µg/L) à 20 °C et à pH 7 (mesuré; essai no 105 des Lignes directrices de l’OCDE [Nexbase 2006]) (ECHA c2007-2019d)	ND
log Koe (sans dimension)	> 6,5 (expérimental [Nexbase 2002]) (ECHA c2007-2019a)	> 5 (expérimental) (ECHA c2007-2019b)	> 6,5 à 20 °C et à pH 7 (mesuré; essai no 117 des Lignes directrices de l’OCDE [Nexbase 2006]) (ECHA c2007-2019d)	ND
Toxicocinétique	ND	ND	La majeure partie de la substance administrée par voie orale a été excrétée dans les selles (>92 %); la quantité absorbée s’est répartie dans le foie, la graisse, les ganglions lymphatiques, les reins et la rate (ECHA c2007-2019d).	ND
Toxicité aiguë (voie orale)	DL50 > 4 100 mg/kg ou 5 mL/kg p.c. chez le rat [SF-0203-41] (ECHA c2007-2019a) DL50 > 5 000 mg/kg chez le rat [Emery 3002] (ECHA c2007-2019a) DL50 > 15 380 mg/kg p.c. chez le rat [Synfluid SF‑0201‑3] (ECHA c2007-2019a)	DL50 > 5 000 mg/kg p.c. chez le rat [Emery 3004] (ECHA c2007-2019a)	DL50 > 5 000 mg/kg p.c. chez le rat [Emery 3006] (ECHA c2007-2019a)	DL50 >> 5 000 mg/kg p.c. chez le rat [Oronite XS 101] (ECHA c2007-2019a)
Toxicité aiguë (inhalation)	CSENO = 100 mg/m3, établie d’après les effets histopatho-logiques observés dans les cavités nasales et les poumons, chez le rat (6 h; exposition de l’animal en entier suivie d’une période de récupération de 14 jours) (Mattie et coll. 2017; Wegner et coll. 2018) CL50 (4 h) = 900 à 1 400 mg/m3 (femelle); 1400 à 2 000 mg/m3 (mâle), chez le rat [SF-0203-41]; mortalité (différentes concentrations); effets sur les poumons révélés à la nécropsie macroscopique chez tous les animaux morts (ECHA c2007-2019a) CL50 (1 h) : incapacité de déterminer la CL50 en raison de la mortalité des rats dans les 3 jours suivant l’exposition; des signes cliniques, des pertes de poids corporel et des variations du poids des poumons et de la trachée ont été rapportés [Oronite Synfluid PAO 2cSt] (ECHA c2007-2019a) CL50 (4 h) < 10 000 mg/m3 chez le rat; 6/10 des rats sont morts dans les 12 heures suivant l’exposition [Synfluid SF 0201-3] (ECHA c2007-2019a) CL50 (4 h) < 4 800 mg/m3 chez le rat; 7/10 des rats sont morts dans les 2 jours suivant l’exposition (ECHA c2007-2019a)		CL50 (4 h) > 5,2 mg/L (5 200 mg/m3), chez le rat [MRD-05465] (ECHA c2007-2019a) CL50 (4 h) > 2,5 mg/L (2 500 mg/m3), chez le rat (US EPA 2010)	ND
Toxicité aiguë (voie cutanée)	DL50 > 3 000 mg/kg p.c. chez le lapin [Synfluid SF 0201‑3] (ECHA c2007-2019a)	ND	DL50 > 2 mL/kg p.c. ou 1640 mg/kg, chez le lapin [SF-0802-37; homopolymère de déc-1‑ène hydrogéné] (ECHA c2007-2019b)	DL50 > 2 000 mg/kg p.c. chez le rat [Oronite XS 101] (ECHA c2007-2019a)
Sensibilisation cutanée	N’est pas un sensibilisant cutané chez le cobaye [Ethylflo 362NF; Ethylflo 364NF; Oronite Synfluid PAO 2cST] (ECHA c2007-2019a)	ND	N’est pas un sensibilisant cutané chez le cobaye [Silkflo 366 NF] (ECHA c2007-2019a)	ND
Toxicité à court terme à doses répétées (voie orale)	ND	ND	Étude chez le rat, par gavage (28 j) : DSENO = 5 000 mg/kg p.c./j (DME) (Mobil 1990a; US EPA 2010) Étude chez le rat, par l’alimentation (28 j) : DSENO = 6 245 mg/kg p.c./jour (mâle); 6 771 mg/kg p.c./j (femelle); (DME) [Nexbase 2006 FG] (ECHA c2007-2019a)	Étude chez le rat, par gavage (29 j) : DSENO = 1 000 mg/kg p.c./j [Oronite XS 101] (ECHA c2007-2019a)
Toxicité à court terme à doses répétées (voie cutanée)	ND	ND	ND	ND
Toxicité subchronique à doses répétées (voie orale)	ND	ND	Étude chez le rat, par gavage (91 jours, étude de toxicité combinant l’exposition à doses répétées et la toxicité pour la reproduction) : DSENO = 1 000 mg/kg p.c./j (DME) [Ethylflo 166] (Daniel 1994; ECHA c2007-2019a; US EPA 2010) Étude chez le rat, par l’alimentation (exposition de 90 j, suivie de 4 semaines de récupération) : DSENO = 4 159,4 mg/kg p.c./j (mâle); 4 619,9 mg/kg p.c./j (femelle); [Nexbase 2006 FG] (ECHA c2007-2019a) Étude chez le rat, par l’alimentation (90 j) : DSENO = 20 000 ppm ou 1 000 mg/kg p.c./ja (DME) (Stonybrook Laboratories 1995a; US EPA 2010) Étude chez le rat, par l’alimentation (90 j) : DSENO = 20 000 ppm or 1 000 mg/kg p.c./ja (DME) (Mobil 1990b; US EPA 2010)	ND
Toxicité pour la reproduction et le développement (voie orale)	ND	ND	Étude de toxicité pour la reproduction, à doses répétées, chez le rat, par gavage : DSENO repro-duction = 1 000 mg/kg p.c./j (DME) [Ethylflo 166] (Daniel 1994; ECHA c2007-2019a; US EPA 2010)	ND
Toxicité pour la reproduction et le développement (voie cutanée)	ND	ND	Étude de toxicité pour le développement, chez le rat (JG 0-19) : DSENO déve-loppement = 2 000 mg/kg p.c./j (DME) (Mobil 1988; US EPA 2010)	ND
Génotoxicité	ND	ND	Résultat négatif au test du micronoyau in vivo (ECHA c2007-2019a; Mobil 1985; US EPA 2010) Résultat négatif à l’épreuve de mutagénicité in vitro (ECHA c2007-2019a)	Résultat négatif au test du micronoyau in vivo (ECHA c2007-2019a) Résultat négatif à l’épreuve de mutagénicité in vitro (ECHA c2007-2019a)
Cancérogénicité	ND	ND	Étude de toxicité cutanée, chez la souris (104 semaines) : 50 uL/ application, 2 fois/semaine, par induction de tumeurs cutanées (Kettering 1990; US EPA 2010)	ND

Abréviations : ND = valeur non déterminée; DME = dose maximale d’essai; DL50/CL50 = dose/concentration d’une substance estimée létale pour 50 % des organismes d’essai; DSENO/CSENO = dose/concentration sans effet nocif observé; p.c. = poids corporel; JG = jour de gestation.
^a Conversion de dose fondée sur 1 ppm dans la nourriture = 0,05 mg/kg p.c./j chez le rat (Santé Canada 1994).

Abréviations : ND = valeur non déterminée; DME = dose maximale d’essai; DL₅₀/CL₅₀ = dose/concentration d’une substance estimée létale pour 50 % des organismes d’essai; DSENO/CSENO = dose/concentration sans effet nocif observé; p.c. = poids corporel; DSEO = dose sans effet observé; JG = jour de gestation.
^a Conversion de dose fondée sur 1 ppm de nourriture = 0,05 mg/kg p.c./jour chez le rat (Santé Canada 1994).

Annexe C. Exposition par inhalation chez l’humain découlant de l’utilisation de produits en pulvérisateur pour l’entretien des armes à feu