Évaluation préalable - cyanures

Titre officiel : Évaluation préalable - cyanures

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Février 2023

No de cat. : En84-321/2022F-PDF

ISBN 978-0-660-45802-1

Sommaire

En vertu de l’article 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement 1999 (LCPE), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à l’évaluation préalable de cyanures. Nous donnons dans le tableau ci-après le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (NE CASFootnote 1 ) des dix substances classées comme prioritaires, leur nom sur la Liste intérieure (LI) ainsi que leurs noms communs.

Substance du groupe des cyanures
NE CASa Nom dans la LI Nom(s) commun(s)
74-90-8 Cyanure d'hydrogène Acide cyanhydrique
143-33-9 Cyanure de sodium Cyanure de sodium
506-61-6 Dicyanoargentate de potassium Dicyanoargentate de potassium
13601-19-9 Hexacyanoferrate de tétrasodium Ferrocyanure de sodium (prussiate jaune de sodium)
13746-66-2 Hexacyanoferrate de tripotassium Ferricyanure de potassium
13943-58-3 Hexacyanoferrate de tétrapotassium Ferrocyanure de potassium (prussiate jaune de potasse)
13967-50-5 Dicyanoaurate de potassium Dicyanoaurate de potassium
14038-43-8 Bleu de Prusse Ferrocyanure ferrique (Bleu de Prusse insoluble)
25869-00-5 Hexakis(cyano-C)ferrate(4-) d’ammonium et de fer (3+) Ferrocyanure ferrique d’ammonium
25869-98-1 Bleu de Turnbull Ferrocyanure ferrique de potassium (bleu de Prusse soluble)

a Ces substances ont été désignées d’intérêt prioritaire pour une évaluation, car elles satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE.

Pour le volet environnement de la présente évaluation préalable, nous avons suivi une approche basée sur l’entité, centrée sur le cyanure libre (HCN et CN-) et les précurseurs de cyanure libre en tant que formes de grande importance écotoxicologique, dont les 10 substances susmentionnées. Les précurseurs du cyanure libre sont des substances qui contiennent l’entité cyanure et qui peuvent se dégrader en cyanure libre par n’importe quelle voie de transformation (p. ex., hydrolyse, redox ou métabolisation) dans des conditions environnementales, industrielles ou physiologiques pertinentes. Ces substances sont des sels de cyanure et des complexes du cyanure. Les précurseurs du cyanure libre pertinents pour l’évaluation environnementale peuvent être classés en tant que complexes de cyanure « dissociables par un acide faible » (DAFa) ou en tant que complexes de cyanure « dissociables par un acide fort » (DAFo). Les cyanures de l’environnement peuvent être dosés en tant que cyanure libre (CNLibre), cyanures DAFa (CNDAFa), ou en tant que cyanure total (CNT). Le CNDAFa mesuré dans l’environnement comprend le CNLibre et le CNDAFa. Le CNT renvoie à la somme des espèces de CNLibre et de CNDAFa, et tous les autres CNDAFo restants. L’évaluation environnementale se concentre sur les données sur le CNLibre et le CNDAFa lorsqu’elles sont disponibles, car ce sont les mesures les plus pertinentes indiquant des effets sur l’environnement. Les mesures de CNT, qui représentent la somme des composés du cyanure dans un échantillon (y compris le CNDAFo), sont également utilisées comme donnée probante dans le volet environnemental de la présente évaluation préalable, en complément ou en l’absence de CNLibre et de CNDAFa. La caractérisation de l’exposition de l’environnement à l’aide du CNT est potentiellement prudente; cependant, il existe des preuves que les espèces de CNDAFo peuvent se transformer dans l’environnement en CNLibre.

Le volet santé humaine de la présente évaluation préalable est centrée sur les substances désignées d’intérêt prioritaire, qui peuvent être séparées en deux sous-groupes : cyanures libres/simples et complexes cyanure-métal. Pour l’évaluation préalable portant sur la santé humaine, nous avons tenu compte des concentrations déclarées de HCN et de CNT dans les aliments et les milieux naturels, ainsi que de l’exposition de la population générale aux dix cyanures attribuable à l’utilisation de produits offerts aux consommateurs.

HCN est soluble dans l’eau et volatil, alors que les complexes métal-cyanure sont généralement solubles dans l’eau, mais considérés non volatils. Une fois rejeté dans l’air, HCN se dispersera rapidement, et il est improbable qu’il s’accumule près du point de rejet. HCN est considéré persistant dans l’air en raison de sa durée de vie atmosphérique estimée à environ un à six mois. Le cyanure libre et les précurseurs du cyanure libre ne sont pas considérés persistants dans l’eau, car ils peuvent se biodégrader ou subir une variété d’autres processus de transformation (p. ex. transformation en thiocyanate, complexation avec le fer). Toutefois, les ferrocyanures sont considérés comme persistants dans les sols et les sédiments. Le cyanure libre et les précurseurs du cyanure libre ne sont pas considérés bioaccumulatifs.

La présence de cyanure libre dans des milieux naturels, des aliments ou des produits offerts aux consommateurs peut résulter de sources naturelles ou anthropiques. Un certain nombre de cyanures sont présents naturellement dans des substances pouvant être produites dans l’environnement par des processus abiotiques (p. ex. la combustion) et par des biotes (p. ex. glycosides cyanogènes dans des plantes du genre Brassica). Il existe aussi de nombreuses sources ponctuelles naturelles ou anthropiques et des sources diffuses de rejet de cyanure libre dans l’air et l’eau, y compris des installations industrielles, des incendies de forêt ou d’habitation et des émissions dues aux véhicules. Des cyanures sont produits fortuitement par certaines industries.

Selon les informations soumises à la suite d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, sept substances sur dix ont été importées au-delà du seuil de déclaration de 100 kg au Canada en 2011. Les cyanures importés au Canada sont utilisés par de nombreux secteurs pour une variété d’applications, y compris comme réactifs analytiques pour le placage ou la finition de surfaces ou comme intermédiaires chimiques. Le cyanure de sodium (NaCN) a été le produit avec la plus grande quantité importée en 2011, soit entre 10 000 et 50 000 tonnes. NaCN est principalement utilisé comme agent d’extraction de métaux précieux (p. ex. de l’or) et dans une moindre mesure de métaux de base. Il peut être rejeté dans les effluents d’installations d’exploitation minière. Le ferrocyanure de tétrasodium est une autre substance d’intérêt, avec une quantité importée de 10 à 100 tonnes en 2011. Il est principalement utilisé comme agent antiagglomérant dans des sels de voirie. Le HCN est produit fortuitement au Canada (en une quantité de 1 000 à 10 000 tonnes en 2011) par quelques secteurs utilisant des processus à haute température et pression, comme la production de fer et d’acier (dans des fours à coke et des hauts fourneaux dans des aciéries) et la fabrication de produits chimiques, qui peuvent conduire à des rejets de cyanures dans l’air et les eaux de surface.

Le cyanure libre est généralement l’espèce de cyanure la plus dangereuse. Le HCN perturbe le métabolisme énergétique, et il est hautement toxique pour les organismes aquatiques. La concentration estimée sans effet (CESE) de 1,7 µg/L pour le cyanure libre dans l’eau douce a été obtenue en suivant une approche de distribution de la sensibilité des espèces basée sur des paramètres de toxicité chronique pour 12 espèces aquatiques. L’écotoxicité des complexes de cyanure est grandement régie par leur capacité à se dissocier et à libérer du cyanure libre.

L’évaluation de l’exposition aux cyanures dans l’environnement est centrée sur les rejets potentiels de cyanure par trois secteurs d’activité principaux : exploitation minière des métaux, production de fer et d’acier et application de sels de voirie contenant du ferrocyanure. Pour la caractérisation de l’exposition dans l’environnement, suivant leur disponibilité, des mesures de CNDAFa et de CNLibre ont été prises en compte en plus de celles de CNT. Des analyses du quotient de risque ont été réalisées pour comparer les concentrations mesurées ou estimées dans le milieu aquatique à la concentration estimée sans effet (CESE) du cyanure libre pour les organismes aquatiques. Les scénarios d’exposition aux rejets des mines de métaux et des aciéries intégrées, aux eaux de ruissellement des stationnements et des autoroutes où des sels de voirie contenant du ferrocyanure ont été appliqués indiquent que les rejets de cyanure libre et de ses précurseurs peuvent présenter un risque pour les organismes aquatiques.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le cyanure libre et ses précurseurs présentent un risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il est conclu que le cyanure libre et ses précurseurs satisfont aux critères énoncés à l’alinéa 64 a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer 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. Toutefois, il est conclu que le cyanure libre et ses précurseurs ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64 b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Pour l’évaluation des risques pour la santé humaine, les complexes métal-cyanure ont été traités de manière qualitative. Pour les complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (NE CAS 13601-19-9, 13746-66-2 et 13943-58-3), le ferrocyanure de tétrasodium et le ferrocyanure de tétrapotassium sont des additifs alimentaires approuvés pour un nombre limité d’utilisations dans un petit nombre de catégories d’aliments. Le ferrocyanure de tétrasodium est présent comme ingrédient non médicinal dans un petit nombre de produits de santé naturels (PSN) administrés par voie orale et topique, tandis que le ferrocyanure de tétrapotassium est présent comme ingrédient médicinal dans un nombre limité de PSN à prendre par voie orale homologués comme médicaments homéopathiques. Le ferrocyanure de tétrasodium est un ingrédient présent dans un nombre limité de produits cosmétiques appliqués sur la peau vendus au Canada. L’exposition anticipée de la population générale due aux complexes fer-cyanure à un seul atome de fer est négligeable en raison de leur faible concentration en tant qu’additif alimentaire et dans des produits offerts aux consommateurs, de leur faible absorption dermique et des profils d’utilisation connus de ces produits. Le risque est donc considéré faible.

Le risque pour la santé humaine est également considéré faible pour les complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer (NE CAS 14038-43-8, 25869-98-1 et 25869-00-5). Ces substances ne devraient pas causer d’effets nocifs sur la santé. De plus, en raison de leur faible biodisponibilité et de leur grande stabilité, l’exposition à ces substances est minimale.

Les complexes du cyanure avec l’or ou l’argent (NE CAS 13967-50-5 et 506-61-6) ont été traités de manière qualitative, aucune exposition de la population générale n’étant attendue si on se base sur les utilisations actuelles, et le risque est considéré faible.

Le risque pour la santé humaine est considéré faible pour le sous-groupe de cyanures libres/simples (NE CAS 74 90-8 et 143-33-9). À la suite d’une exposition par inhalation, les concentrations associées à des effets critiques sur la santé entraînent des effets sur la thyroïde. Une comparaison des concentrations dans l’air ambiant et des concentrations associées à des effets critiques sur la santé a conduit à calculer des marges d’exposition considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition. Pour l’exposition par voie orale, les effets critiques étaient des effets sur le système reproducteur masculin. Une comparaison des concentrations d’exposition par voie alimentaire aux cyanures libres/simples avec les concentrations associées à des effets critiques sur la santé a conduit à calculer des marges d’exposition considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, nous concluons que les dix cyanures désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64 c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que le cyanure libre et ses précurseurs satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il a aussi été déterminé que le cyanure libre et ses précurseurs répondent aux critères de persistance, mais pas à ceux de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

1. Introduction

En vertu de l’article 68 ou 74 de la Loi canadienne pour la protection de l’environnement (LCPE) (Canada, 1999), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à l’évaluation préalable de cyanures afin de déterminer si ces substances posent ou peuvent poser un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Les évaluations de ces substances ont été basées sur l’entité ou sur la substance. Dix de ces substances ont été déterminées d’intérêt prioritaire pour une évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation du paragraphe 73 (1) de la LCPE (ECCC, HC [modifié en 2017]).

L’évaluation environnementale est centrée sur le cyanure libre, à savoir l’anion cyanure (CN-) et l’acide cyanhydrique (HCN) car il s’agit des formes plus pertinentes en ce qui concerne les effets environnementaux, ainsi que sur ses précurseurs. Les précurseurs du cyanure libre ont le potentiel de libérer du cyanure libre dans des conditions environnementales pertinentes (p. ex. pH, température) et à la suite de processus de transformation (p. ex. dissociation, dégradation ou photolyse). Les dix substances désignées d’intérêt prioritaire pour une évaluation sont toutes considérées comme des précurseurs de cyanure libre d’un point de vue environnemental. L’exposition au cyanure libre résultant d’activités anthropiques peut provenir de différentes voies et sources, y compris la production accidentelle.

Pour l’évaluation des risques pour la santé humaine, une approche basée sur l’entité a été envisagée compte tenu des données de biosurveillance du thiocyanate urinaire (SCN), le principal métabolite du cyanure chez l’humain (CDC, 2015). Cependant, cette approche n’a pas été jugée appropriée, car le SCN n’a pas été considéré comme un bon biomarqueur de l’exposition au cyanure libre en raison des concentrations élevées de SCN ou de ses précurseurs dans l’alimentation (Kirman et al., 2018). Les 10 substances déterminées d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont été séparées en deux sous-groupes, basés sur des différences entre leurs structures, leurs propriétés, leur stabilité, leur biodisponibilité, leurs sources et leurs utilisations : les cyanures libres/simples et les complexes métal-cyanure. Le sous-groupe des cyanures libres/simples comprend le HCN et le cyanure de sodium (NaCN). Le sous-groupe des complexes métal/cyanure comprend huit de ces complexes. Le sous-groupe des complexes métal/cyanure a de plus été divisé en complexes or ou argent-cyanure, en complexes fer-cyanure à un seul atome de fer et en complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer. Les données disponibles sur les cyanures libres/simples et sur les complexes métal-cyanure indiquent que les effets potentiels sur la santé et l’exposition de la population générale dus à ces deux sous-groupes peuvent être substantiellement différents. Dans la présente évaluation préalable, nous présentons donc la caractérisation des risques, du danger et de l’exposition séparément pour ces deux sous-groupes.

La présente évaluation préalable tient compte de renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les risques, les utilisations et les expositions, y compris des renseignements soumis par des parties intéressées. Des données pertinentes ont été relevées jusqu’en décembre 2021. Des données empiriques provenant d’études clés ainsi que certains résultats de modélisation ont été utilisés pour tirer nos conclusions. Lorsqu’ils étaient disponibles et pertinents, on a tenu compte des renseignements présentés dans des évaluations effectuées par d’autres autorités gouvernementales. La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme de l’évaluation du risque de la LCPE travaillant à Santé Canada et à Environnement et Changement climatique Canada. Elle comprend des intrants d’autres programmes de ces ministères. Les parties sur l’environnement et sur la santé humaine de la présente évaluation préalable ont fait l’objet d’un examen externe par des pairs ou de consultations. Des commentaires sur les parties techniques portant sur l’environnement ont été soumis par Andrew Jaques du Cyanide Council. Des commentaires sur les parties techniques portant sur la santé humaine ont été soumis par Lynne Haber (Department of Environmental Health, College of Medicine, University of Cincinnati), Michael Jayjock (Jayjock Associates) et Susan Griffin (Environmental Protection Agency des États-Unis). Des commentaires ont été compilés par des chercheurs du Toxicology Excellence for Risk Assessment (Department of Environmental Health, College of Medicine, University of Cincinnati). En outre, l’ébauche de la présente évaluation préalable (publiée le 10 février 2018) a été soumise à une période de consultation publique de 60 jours. Bien que des commentaires externes aient été pris en compte, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada restent responsables du contenu final et les conclusions de la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d’évaluation préalable est centrée sur des renseignements critiques afin de déterminer si ces substances satisfont aux critères de l’article 64 de la LCPE. Elle repose sur un examen des renseignements scientifiques, sur une approche basée sur du poids de la preuve et sur le principe de précautionNote de bas de page 2 . Nous présentons dans la présente évaluation préalable les renseignements critiques et les éléments pris en compte pour tirer nos conclusions.

2. Identité des substances et portée de l’évaluation

Les cyanures constituent une grande famille de substances chimiques inorganiques qui renferment le groupe fonctionnel cyano (-CN) constitué d’un atome de carbone et d’un atome d’azote liés par une triple liaison. Les précurseurs du cyanure libre sont des substances qui contiennent l’entité cyanure et qui peuvent se dégrader en cyanure libre par n’importe quelle voie de transformation (p. ex., hydrolyse, oxydoréduction ou métabolisation) dans des conditions environnementales, industrielles ou physiologiques appropriées. Ces substances contiennent l’entité cyanure liée à un groupe chimique par des liaisons ioniques (soit les « sels de cyanure ») ou par des liaisons de coordination (soit les « complexes du cyanure »).

Le tableau 2 présente le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CASNote de bas de page 3 ), le nom sur la Liste intérieure des substances (LIS) et les noms communs des dix cyanures qui satisfont au paragraphe 73 (1) de la LCPE.

Tableau 2. Identité des substances désignées comme prioritaires pour une évaluation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE
NE CAS Nom dans la LI Nom communb Formule moléculaire Masse moléculaire (g/mol) Sous-groupe
74-90-8a Acide cyanhydrique Cyanure d’hydrogène HCN 27,03 Cyanures libres/simples
143-33-9 Cyanure de sodium Cyanure de sodium NaCN 49,01 Cyanures libres/simples
506-61-6 Dicyanoargentate de potassium Dicyanoargentate de potassium KAg(CN)2 199,00 Complexes métal-cyanure – or ou argent
13967-50-5 Dicyanoaurate de potassium Dicyanoaurate de potassium KAu(CN)2 288,1 Complexes métal-cyanure – or ou argent
13601-19-9 Hexacyanoferrate de tétrasodium Ferrocyanure de sodium (prussiate jaune de sodium) Na4Fe(CN)6 303,91 Complexes métal-cyanure – un seul atome de fer
13746-66-2 Hexacyanoferrate de tripotassium Ferricyanure de potassium K3Fe(CN)6 329,25 Complexes métal-cyanure – un seul atome de fer
13943-58-3 Hexacyanoferrate de tétrapotassium Ferrocyanure de potassium (prussiate jaune de potasse) K4Fe(CN)6 368,35 Complexes métal-cyanure – un seul atome de fer
14038-43-8 Bleu de Prusse Ferrocyanure ferrique ou bleu de Prusse insoluble Fe4[Fe(CN)6]3 859,3 Complexes métal-cyanure – plusieurs atomes de fer
25869-00-5 Hexakis(cyano-C)ferrate(4-) d’ammonium et de fer (3+) Ferrocyanure ferrique d’ammonium Fe(CN)6Fe(NH4) 291,88 Complexes métal-cyanure – plusieurs atomes de fer
25869-98-1 Bleu de Turnbull Ferrocyanure ferrique de potassium (bleu de Turnbull ou bleu de Prusse soluble) Fe(CN)6FeK 306,90 Complexes métal-cyanure – plusieurs atomes de fer

a Le numéro CAS 74-90-8 désigne à la fois le HCN gazeux et le HCN aqueux (HSDB 1983-).
b Une liste d’autres noms chimiques (p. ex., les noms commerciaux) est disponible dans les National Chemical Inventories (NCI, 2016).

Les cyanures libres (CNLibre) sont des composés du cyanure présents sous forme d’anion cyanure (CN-) ou d’acide cyanhydrique (HCN). Le CN- réagit avec de nombreux éléments pour former des sels de cyanure simples de formule chimique générale M(CN)x, comme le cyanure de sodium (NaCN) (Ghosh et al., 2006a). CN- forme aussi facilement des complexes métal-cyanure en solution avec 28 éléments et présente 68 états d’oxydation (Broderius 1973). Les complexes métal-cyanure ont pour formule chimique générale (M(CN)xn-) (Ghosh et al., 2006a) et sont généralement classés comme complexes faibles ou forts suivant leurs constantes de stabilité et leur capacité à libérer du cyanure libre. Les complexes faibles libèrent du cyanure libre dans des conditions légèrement acides (pH de 4 à 6) et sont appelés cyanures « dissociables par un acide faible » (DAFa), alors que les complexes forts requièrent des conditions acides fortes (pH < 2) pour se dissocier en l’absence de lumière, et ils sont appelés cyanures « dissociables par un acide fort » (DAFo) (CCME, 1997a, 1997c; Ghosh et al., 2006a, 2006b). Les complexes métal-cyanure peuvent aussi se lier à d’autres cations métalliques pour former des solides de type métal-métal-cyanure de formule chimique générale Ax[M(CN)y] (A étant un métal alcalin ou alcalino-terreux) ou Mx[M(CN)y] (M étant un métal de transition (Ghosh et al., 2006a).

Le volet environnemental de cette évaluation préalable se concentre sur le CNLibre ou le CNDAFa, car ces analytes mesurés sont les plus pertinents pour déterminer les effets sur l’environnement. Les mesures de CNT, qui représentent la somme des composés de cyanure dans l’eau (y compris CNDAFo), constituent un élément de preuve dans l’évaluation, en complément ou en l’absence de CNLibre et CNDAFa. Il est toutefois à noter que les mesures de CNT peuvent surestimer le potentiel de toxicité (Redman et Santore, 2012). Le potentiel des cyanures inorganiques inscrits sur la LIS à jouer un rôle de précurseur du cyanure libre dans l’environnement a été évalué. Ces cyanures comprennent des cyanures libres/simples, des cyanures complexes (complexes métal-cyanure faibles ou forts) et des cyanogènes (ECCC, 2020). Du cyanure libre peut aussi être libéré par des glycosides cyanogènes (GC) présents naturellement dans des plantes. Les données de surveillance environnementale constituaient le principal élément de preuve utilisé pour caractériser l’exposition environnementale de certains secteurs ou certaines activités qui pourraient libérer des cyanures dans l’environnement. On a aussi évalué les concentrations d’exposition par modélisation à l’aide des données sur les rejets lorsqu’on ne disposait pas de données sur le milieu récepteur. Quand cela était possible, nous avons fait la différence entre les concentrations de fond ou de référence et les concentrations attribuables à des sources anthropiques.

Le volet de cette évaluation préalable portant sur la santé humaine est séparé en deux parties portant sur deux sous-groupes, à savoir les cyanures simple/libre et les complexes métal-cyanure. Ces deux sous-groupes sont basés sur des similarités de structure, de propriété, de stabilité, de biodisponibilité, de toxicité et d’utilisation. Le sous-groupe des cyanures libres/simples comprend le HCN et le NaCN et le sous-groupe des complexes métal-cyanure, les huit autres cyanures désignés d’intérêt prioritaire pour la présente évaluation. Ce dernier sous-groupe a été subdivisé en complexes de cyanure d’or ou d’argent (NE CAS 13967-50-5 et 506-61-6), en complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (no 13601-19-9, 13746-66-2, et 13943-58-3) et en complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer (no 14038-43-8, 25869-00-5, et 25869-98-1).

3. Propriétés physiques et chimiques

Nous présentons dans le Tableau 3­1, un résumé des propriétés physiques et chimiques du HCN, l’espèce de cyanure libre dominante dans la plupart des conditions environnementales, et la gamme de valeurs de chaque propriété. Le HCN existe sous forme de gaz ou de liquide à la température ambiante (ECETOC 2007). Le HCN est hautement soluble dans l’eau et hautement volatil dans l’air. C’est un acide faible qui se dissocie en ion cyanure (Ghosh et al. 2006a). Comme il est indiqué, en se basant sur son pKa de 9,21 à 9,36, le HCN devrait être l’espèce de cyanure libre dominante aux pH pertinents pour l’environnement (p. ex., 5 à 8).

HCN(aq) = H+ + CN- (pKa > 9,21)

Une constante de la loi de Henry élevée indique que le HCN se volatilise à partir de l’eau. Le taux de volatilisation du HCN est directement fonction de la température, de la turbulence, de la surface du milieu solvant, du degré d’agitation, de la concentration initiale, et indirectement fonction du pH (Fuller, 1984; Johnson, 2015).

Le HCN ne devrait pas être présent de manière significative dans les lipides (octanol) ou dans les sols, en raison de son faible Koe et de son faible Koc. Le Koa du HCN indique qu’il pourrait se lier dans une faible mesure à la matière particulaire atmosphérique.

Tableau 3-1. Valeurs de propriétés physiques et chimiques du HC mesurées expérimentalement
Propriété Intervalle Références clés
État physique Liquide ou gaz PISSC, 2004
Point de fusion (°C) -13,24 à -13,4 PhysProp, 2013; Gail et al., 2012
Point d’ébullition (°C) 25,6 à 25,7 PhysProp, 2013; Gail et al., 2012
Pression de vapeur (Pa à 25 °C) 98 900 à 100 000 Chatwin et al., 1987 cité dans AGDH, 2010; Daubert et Danner, 1985
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol) (à 25 °C) 13,5 à 5 167,6 Gaffney et al., 1987; Yoo et al., 1986, cité dans ATSDR, 2006
Hydrosolubilité (mg/L) (à 25 °C) miscible Lide, 1990, cité dans ATSDR, 2006; PhysProp, 2013
log Koe (sans dimension) -0,25 à 0,66 USEPA, 1984, cité dans ATSDR, 2006; Hansch et al., 1995
log Kco (sans dimension) 0,45 à 1,2 KOCWIN, 2010
log Koa (sans dimension) 2,0 KOAWIN, 2010
pKa (sans dimension) (à 20 °C) 9,31 à 9,36 Izatt et al., 1962, cité dans ECETOC, 2007; AGDH, 2010
pKa (sans dimension) (à 25 °C) 9,21 à 9,25 Izatt et al., 1962, cité dans ECETOC, 2007; Dzomback et al., 2006a.

Abréviations : Koe, coefficient de partage octanol-eau; kco, coefficient de partage carbone organique-eau; Koa, coefficient de partage octanol-air; pKa, constante de dissociation acide.

L’ion CN- a une forte affinité pour le fer et d’autres métaux de transition (p. ex. cobalt, or) et forme des complexes de coordination avec ces métaux, de forme tétraédrique ou octaédrique. Les complexes métal-cyanure désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont tous une masse moléculaire élevée (allant de 288,1 à 859,3 g/mol) et une pression de vapeur très basse. À l’exception du bleu de Prusse insoluble (NE CAS 14038-43-8), les complexes fer-cyanure ont un ou plusieurs contre-ions, alcalins (Na, K) ou ammonium (NH4), et sont considérés solubles dans l’eau (Karyakin, 2001; Ghosh et al., 2006a; Lee et Huh, 2012)Note de bas de page 4 . Les complexes fer-cyanure désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont en commun un groupe hexacyanoferrate [Fe(CN)6]. Les complexes fer-cyanure à un seul atome de fer ont une forme tétraédrique et les complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer une forme octaédrique. À l’exception du complexe argent-cyanure, qui est considéré être un complexe dissociable par un acide faible (DAFa), tous les autres complexes métal-cyanure désignés d’intérêt prioritaire sont considérés être dissociables par un acide fort (DAFo) avec des constantes de formation élevées (log K à 25 °C) allant de 18,9 à 64,0 (Beck, 1987).

4. Sources et utilisations

4.1 Sources naturelles

Un certain nombre de cyanures sont des substances naturelles pouvant être produites dans l’environnement par des processus abiotiques (p. ex. combustion) et par le biote. La combustion de biomasse et les feux de forêt sont une source du HCN présent dans l’atmosphère (Li et al., 2000) (Simpson et al., 2011) et peuvent représenter plus de 90 % de toutes les émissions atmosphériques naturelles ou anthropiques (ECETOC, 2007). Les émissions de cyanures gazeux ou particulaires dues à la combustion peuvent pénétrer dans les eaux de surface après un dépôt ou un ruissellement en surface (Barber et al., 2003). Parmi les autres sources naturelles potentielles, on retrouve les volcans et les éclairs (Cicerone et Zellner, 1983).

Les plantes supérieures produisent de petites quantités de HCN lors de certains processus métaboliques (Lechtenberg et Nahrstedt, 1999, et comme il est cité dans Wong-Chong et al., 2006a), et sont connus pour être produits dans au moins 2 000 espèces de plantes (Speijers, 1993). De nombreux aliments comestibles d’origine végétale contiennent naturellement des GC, qui ont le potentiel de libérer du cyanure libre. Il existe de nombreux types de GC (linamarine, amygdaline, dhurrine) et le degré avec lequel un glucoside particulier est présent varie en fonction de la plante (FSANZ, 2014). Parmi les exemples d’aliments qui contiennent des GC, on retrouve les haricots de Lima, les pépins de pommes, le manioc, le bambou, les amandes de fruits à noyau (p. ex. abricot, pêche, cerise) et les graines de lin. La lixiviation et l’hydrolyse subséquente des GC de la matière végétale peuvent libérer du cyanure libre dans l’environnement (Bjarnholt et al., 2008). Des microorganismes aquatiques comme les algues vertes (Chlorella sp.) et, en particulier, les algues vert-bleu (Anacystis nidulans) peuvent produire du HCN (Gewitz et al., 1976, Pistorius et al., 1979). Un étude réalisée par le National Industrial Chemicals Notification and Assessment Scheme a permis de déterminer que des cyanures peuvent être produits par d’autres microorganismes (bactéries et champignons microscopiques) ainsi que par un petit nombre d’invertébrés (p. ex. des arthropodes) (AGDH, 2010).

4.2 Sources anthropiques

4.2.1 Production et production fortuite

Pour l’année 2011, les renseignements sur la production des 10 substances déterminées d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont été obtenus grâce à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2012). Aux fins de cette enquête, le terme « production » signifiait production ou préparation d’une substance, y compris la production fortuite d’une substance (Environnement Canada, 2012). Ces dix substances ne seraient pas produites intentionnellement au Canada (Environnement Canada, 2013; ICMC, 2015).

Bien que le HCN ne serait produit à des fins commerciales au Canada, les résultats de l’enquête indiquent que de 1 000 à 10 000 tonnes de HCN (no CAS 74-90-8) ont été produites fortuitement par moins de quatre entreprises appartenant aux secteurs de l’aciérie et de la production de ferroalliages (SCIAN 33111) ou de toutes les autres fabrications de produits chimiques inorganiques de base (SCIAN 325189) (Environnement Canada, 2013). Des cyanures sont produits fortuitement pendant la production de fer et d’acier dans des fours à coke et des hauts fourneaux dans des aciéries intégrées (Environnement Canada, 2001). Le secteur des pâtes et papiers peut produire fortuitement des cyanures, mais la méthode de mesure des cyanures entraînait des incertitudes et les quantités produites étaient inconnues (Environnement Canada, 2013). Moins de quatre entreprises du secteur de la fusion de l’aluminium et moins de quatre entreprises du secteur de la production du fer et de l’acier ont fait état de production ou d’importation de l’anion cyanure (CN-) dans un mélange ou dans un produit, à une concentration inférieure à 0,1 % en poids en tant que contaminant, sous-produit ou déchet (Environnement Canada, 2013). Dans le secteur de l’aluminerie, les cyanures sont principalement présents dans les brasques usées des cuves d’électrolyse, qui sont considérées comme des déchets dangereux (Silveira et al., 2002; Environnement Canada, 2015; Freitas et al., 2016).

Parmi les autres sources anthropiques documentées de cyanures, on compte les installations d’électroplacage (Kjeldsen, 1999), la production de produits chimiques organiques ou inorganiques (Ontario, 2016), la production de gaz de synthèse (p. ex. gazéification du charbon) et les usines de gaz de synthèse (Luthy et al., 1979; Shifrin et al., 1996; Kapusta et al., 2013; Broer, 2015), le raffinage du pétrole (Sheu et Weng, 2000), l’extraction et le traitement des sables bitumineux (Boerger et Aleksiuk, 1987), l’utilisation de sels de voirie contenant des ferrocyanures (EC et SC, 2001), les systèmes de traitement des eaux uséesNote de bas de page 5 , y compris certains systèmes recevant potentiellement des eaux usées d’aciéries intégrées qui contiennent des cyanures (HH RAP TT 2010), les sites d’enfouissement (Conestoga-Rovers and Associates, 2013) et la combustion de carburant par les véhicules (Moussa et al., 2016a).

4.2.2 Importation

Les renseignements sur l’importation en 2011 des dix substances déterminées d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont été soumis en réponse à une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2012). Dans le Tableau 4­1, nous présentons pour sept cyanures un résumé des quantités totales importées (Environnement Canada, 2013). Les résultats indiquent que les importations de NaCN varient entre 10 000 et 50 000 tonnes, ce qui représente la grande majorité des quantités totales de substances importées selon les réponses reçues.

Tableau 4-1. Résumé des renseignements sur les importations au Canada des 10 substances déterminées d’intérêt prioritaire pour une évaluation déclarés en réponse à une enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE pour l’année 2011 (Environnement Canada, 2013)
No CAS Nom(s) commun(s) Importations totalesa (t)
74-90-8 Cyanure d’hydrogène S. O.
143-33-9 Cyanure de sodium 10 000 à 50 000
506-61-6 Dicyanoargentate de potassium 0,1 à 1
13601-19-9 Ferrocyanure de tétrasodium 10 à 100
13746-66-2 Ferricyanure de potassium 0,1 à 1
13943-58-3 Ferrocyanure de potassium (prussiate jaune de potasse) 0,1 à 1
13967-50-5 Dicyanoaurate de potassium S. O.
14038-43-8 Ferrocyanure ferrique (Bleu de Prusse insoluble) 1 à 10
25869-00-5 Ferrocyanure ferrique d’ammonium 1 à 10
25869-98-1 Ferrocyanure ferrique de potassium (bleu de Prusse soluble) S. O.

Abréviations : S. O., sans objet
Ces valeurs reflètent les quantités déclarées dans les réponses à l’enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2013). Voir l’enquête pour les inclusions et exclusions spécifiques (annexes 2 et 3).

D’autres renseignements sur l’activité d’importation d’un certain nombre de produits de code à dix chiffres du Système harmonisé (SH) correspondant à des cyanures ont été obtenus au moyen de données de l’Agence des services frontaliers du Canada (ASFC) pour 2012 à 2013 (ASFC, 2015). De même, les quantités de NaCN importées (« Cyanures et oxycyanures de sodium », code du SH 2837110000) représentaient la majorité des quantités totales de cyanures importées au Canada, avec plus de 30 000 tonnes en 2012 et en 2013.

4.3 Utilisations

Selon des renseignements commerciaux non confidentiels soumis lors de l’enquête réalisée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada, 2012), les utilisations des substances du sous-groupe des cyanures libres/simples étaient limitées à des applications industrielles. Ces dernières comprennent l’extraction de l’or lors d’activités d’extraction du minerai, l’extraction du pétrole et du gaz naturel et comme agents de séparation de solides (Environnement Canada, 2013). Celles des complexes métal-cyanure incluent quant à elles des applications industrielles ainsi que des utilisations dans les produits offerts aux consommateurs, notamment des inhibiteurs de la corrosion et des agents antiagglomérants, des colorants, l’extraction de pétrole et de gaz naturel, des peintures et revêtements, des produits de soins personnelsNote de bas de page 6  et des agents de séparation de solides (Environnement Canada, 2013).

Les données de l’ASFC pour les années 2012 et 2013 (ASFC, 2015) indiquent que les entreprises important des cyanures et des oxycyanures de sodium étaient principalement celles du secteur de la production et de la distribution des produits chimiques. La substance NaCN peut être utilisée pour la synthèse d’intermédiaires de produits chimiques ou pharmaceutiques, la formulation de produits chimiques, le nettoyage et le dégraissage par l’industrie de la finition des métaux, comme agent d’extraction de métaux précieux et pour l’électroplacage (SDS, 2012). La fumée du tabac peut être une source potentielle de HCN (communication personnelle, courriels de la Direction de la lutte au tabagisme, Santé Canada [SC], au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes [BERSE], novembre 2021; source non citée). L’importation de « cyanures complexes de métaux » au Canada (ASFC, 2015) peut inclure l’utilisation de complexes fer-cyanure en tant qu’agents antiagglomérants dans des sels de voirie (EC et SC, 2001; Exall et al., 2011). Par le passé, certains complexes fer-cyanure comme le ferrocyanure de sodium ont aussi été utilisés dans des produits ignifuges contre les feux de forêt. Toutefois, leur utilisation dans des produits ignifuges pour la lutte contre les feux de forêt a été éliminée aux États-Unis et au Canada en raison d’inquiétudes quant à la toxicité de ces substances quand elles se dissocient et libèrent du cyanure libre dans l’environnement (communication personnelle du Centre interservices des feux de forêt du Canada en 2016, USDA, 2011). Dans le tableau 4-2, nous présentons des renseignements supplémentaires sur les utilisations actuelles des 10 substances déterminées d’intérêt prioritaire pour cette évaluation.

Tableau 4-2. Utilisations additionnelles au Canada pour chacune des substances du groupe des cyanuresa

Code de la substancea

Utilisation

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Additif alimentaireb N N N N Yi N Oi N N N
Additifs indirectsb,c N N N N O N N N N N
Matériaux d’emballage alimentaireb N N N N N N N O O N
Ingrédients médicinaux ou non médicinaux dans des produits de santé naturels (PSN)d Oj N N N Ok N Oj,k Oj,k Oi N
Liste des ingrédients de cosmétiques interdits ou d’usage restreinte O O N N N N N N N N
Déclaré présent dans des cosmétiques en vertu du Règlement sur les cosmétiquesf N N N N O N N O O N
Formulant dans des produits antiparasitaires homologuésg N N N N O N N N N N
Ingrédient actif dans des produits antiparasitaires homologués au Canadah N O N N N N N N N N

a Les codes de substances 1 à 10 représentent respectivement les numéros CAS 74-90-8, 143-33-9, 506-61-6, 13967-50-5, 13601-19-9, 13746-66-2, 13943-58-3, 14038-43-8, 25869-00-5 et 25869-98-1.
b Communication personnelle, courriels de la Direction générale des produits de santé et des aliments (DGPSA), Santé Canada (SC) au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes (BERSE), mars 2016; source non citée.
c Bien qu’ils ne soient pas définis dans la Loi sur les aliments et drogues (LAD), les additifs indirects peuvent être considérés, à des fins administratives, comme des substances utilisées dans les usines de transformation des aliments et susceptibles de devenir des résidus fortuits dans les aliments (p. ex., nettoyants, agents assainissants).
d La substance est répertoriée dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) et dans la Base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH). Communication personnelle, courriels de la DGPSA, SC, au BERSE, mars 2016; source non citée.
e Santé Canada [modifié le 3 décembre 2019], Liste critique des ingrédients de cosmétiques : Liste des ingrédients dont l’usage est interdit dans les cosmétiques; Ottawa (Ontario) : Santé Canada, Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux [consultée le 21 juillet 2021]. 
Communication personnelle, courriels de la DSPCPD, SC, au BERSE, SC, 11 janvier 2016; source non citée.
g Communication personnelle, courriels de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA), SC, au BERSE, SC, novembre 2015; source non citée.
h Communication personnelle, courriels de l’ARLA de SC au BERSE de SC, novembre 2015; source non citée; l’utilisation du cyanure de sodium dans les pesticides en tant qu’homologation active sera abandonnée à compter du 31 décembre 2021 (communication personnelle, courriel de l’ARLA à l’Évaluation régionale (ER) de SC, 24 novembre 2021; source non citée).
i Le ferrocyanure de tétrasodium (no CAS 13601-19-9) et le ferrocyanure de tétrapotassium (no CAS 13943-58-3) sont associés à une dose journalière acceptable de 0,025 mg/kg p.c./jour.
j Rôle homéopathique.
k Rôle non médicinal.

Les utilisations définies au Canada, prises en compte pour la caractérisation de l’exposition humaine sont mentionnées à la section 8.1. Brièvement, les expositions aux substances du sous-groupe des cyanures libres/simples ont été caractérisées pour l’air ambiant et les aliments.

5. Rejets dans l’environnement

Dans le cas du HCN et des cyanures (ioniques) (NA-07)Note de bas de page 7 , une déclaration à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) est obligatoire (INRP, 2020). La catégorie des cyanures (ioniques) est définie par l’INRP de manière à inclure les sels de HCN, mais à exclure les organocyanures, les nitriles et les cyanures organométalliques (ECCC, 2016a). Les résultats pour 2010 à 2017 montrent que les rejets étaient principalement dans l’air et dans l’eau (Tableau 5-­1).

Tableau 5-1. Résumé des rejets de HCN et de cyanures (ioniques) en tonnes (t) déclarés à l’INRP par an de 2010 à 2017 (INRP, 2020)a
Substance Air (t) Eau (t) Terre (t) Total (par an)b (t)
Cyanures (ioniques) 1,5 à 22,5 0,1 à 13,7 0 à 0,07 2,1 à 24,2
HCN 15,6 à 168,2 0 à 3,8 x 10-3 0 15,6 à 168,2

a Les données utilisées pour ce tableau étaient à jour en date du 16 juillet 2020. Les installations peuvent mettre à jour les renseignements qu’elles déclarent à l’INRP et le font en tout temps. Par conséquent, une analyse similaire effectuée avec des versions différentes des données peut produire des résultats différents. La déclaration des données à l’INRP est assez complexe, notamment en ce qui concerne le respect des seuils de déclaration et l’utilisation de diverses méthodes de mesure ou d’estimation et sources de données acceptables. Par conséquent, il existe des incertitudes dans les quantités déclarées. Voir le document d’orientation sur les déclarations à l’INRP pour plus de détails (INRP, 2020). Les rejets indiqués dans le tableau sont arrondis à la 0,1 t la plus proche.
b Le rejet total dans cette colonne comprend également les rejets déclarés de moins d’une tonne dans tous les milieux.

De 2010 à 2017, tous les rejets de cyanures (ioniques) dans le sol déclarés à l’INRP provenaient du secteur de l’extraction de minerais métalliques (c.-à-d. de 0 à 0,07 tonne par an). Des rejets dans l’eau ont été déclarés par le secteur des mines de métaux (c.-à-d. de 0,1 à 1,7 tonne par an) et de l’eau, des eaux usées et des autres systèmes (c.-à-d. de 0 à 13,4 tonnes par an). Le secteur des mines de métaux était également à l’origine de la plupart des rejets de cyanures (ioniques) dans l’air (c.-à-d. une fourchette de 1,5 à 22,5 tonnes par an), les secteurs de la distribution de produits chimiques et de la gestion des déchets ayant déclaré de plus petites quantités (0,001 tonne et 0,05 tonne par an, respectivement). Des rejets de cyanures (ioniques) pour « total pour tous les milieux < 1 tonne » ont été déclarés par le secteur médical, des produits de santé et vétérinaire (soit de 0 à 0,49 tonne par an), de la gestion des déchets (soit de 0 à 0,06 tonne par an) et de l’extraction de minerais métalliques (soit de 0,016 à 1,5 tonne par an). Des rejets de HCN dans l’air ont été déclarés par les raffineries de pétrole (c.-à-d. de 0 à 125,8 tonnes par an), le secteur l’extraction de minerais métalliques (c.-à-d. de 0 à 42,6 tonnes par an) et celui de la fabrication de produits chimiques (c.-à-d. de 0 à 13,3 tonnes par an) entre 2010 et 2017 (INRP, 2020). Les rejets de HCN dans l’air provenant du secteur de la fabrication de produits chimiques dans cet ensemble de données concernent le HCN produit fortuitement lors de la fabrication du noir de carbone. D’autres sources d’information, à savoir des enquêtes menées conformément à l’article 71 de la LCPE et des rapports préparés pour les autorités provinciales, laissent croire que la production fortuite de HCN à partir de cette activité peut être en cours au Canada et que les rejets peuvent être pertinents sur le plan environnemental (USEPA, 2000; Environnement Canada, 2013; Lehder, 2015; Trinity Consultants, 2020). Des rejets de HCN dans l’eau ont été signalés par le secteur de l’extraction de minerais métalliques (c.-à-d. de 0 à 0,004 tonne par an). Aucun rejet de HCN dans le sol n’a été déclaré au cours de la même période. Les déclarations de rejet pour la catégorie « total pour tous les milieux < 1 tonne » indiquent aussi des rejets de HCN du secteur de l’équipement électronique et électrique (c.-à-d. de 0 à 0,16 tonne par année) (INRP, 2020).

Parmi d’autres sources documentées de rejet de cyanures dans l’eau, on retrouve le rejet d’effluent par des usines de production de fer et d’acier (en particulier les aciéries intégrées) (Ontario, 2016) et la fonte de la neige urbaine et le ruissellement subséquent dans les régions où du sel de voirie contenant des ferrocyanures est utilisé (Exall et al., 2011, 2013). Les rejets de HCN dus à la combustion de carburant par les véhicules sont également considérés comme une source majeure de cyanure dans l’air, représentant 90 % de la charge atmosphérique totale aux États-Unis d’après certaines estimations (Hagelstein et Mudder, 1997, cité dans AGDH, 2010). L’EPA des États-Unis (1981) a rapporté des émissions moyennes de HCN par les automobiles équipées de convertisseurs catalytiques (dans des conditions de fonctionnement optimales) de 1 mg/mile (0,6 mg/km, ATSDR, 2006). Les données pour les flottes de véhicules plus modernes indiquent des émissions de HCN en fonctionnement au ralenti de 39 μg/min pour un démarrage à froid et de 21 μg/min pour un démarrage à chaud (Baum et al., 2007). Des données canadiennes plus récentes sur les véhicules en service pour les années 2008 à 2011 indiquent des émissions moyennes de 1,4 mg/km pour le HCN (Moussa et al., 2016a).

6. Devenir et comportement dans l’environnement

6.1 Distribution dans l’environnement

Le devenir des cyanures dans l’environnement est complexe et dépend de leur spéciation et d’une variété de processus ayant une influence sur leur partage entre tous les milieux naturels. Les processus clés dans l’environnement, tels que résumés par l’AGDH (2010) et Kjeldsen (1999) (figure 6-1), comprennent ce qui suit :

Dans l’air, les cyanures existent principalement sous forme de HCN gazeux et, dans une moindre mesure, sous forme de particules fines (ATSDR, 2006). La solubilité du HCN dans l’eau diminue de manière significative aux faibles pressions partielles (< 133,3 Pa) du HCN et, en conséquence, l’élimination du HCN atmosphérique par les précipitations devrait être négligeable malgré sa forte solubilité dans l’eau (Cicerone et Zellner, 1983). Sa densité de vapeur relative de 0,94 (CDC, 2005) indique que le HCN est plus léger que l’air et que le HCN gazeux rejeté dans la troposphère s’élèvera à partir de son point de rejet et devrait bien se disperser dans l’air (Cicerone et Zellner, 1983; AGDH, 2010). Par conséquent, les émissions de HCN par des sources ponctuelles ou diffuses seront donc rapidement diluées et transportées dans l’atmosphère (ECETOC, 2007). Le HCN est sujet à un transport à longue distance, et il est utilisé comme traceur pour suivre les panaches produits par les feux de forêt. Le transport à longue distance du HCN émis lors de la combustion de biomasse des régions de latitude moyenne à l’Arctique a été documenté (Rinsland et al., 2002, Viatte et al., 2015).

Le HCN est l’espèce dominante des cyanures libres dans l’eau dans des conditions environnementales pertinentes. Le HCN est soluble dans l’eau, même s’il peut s’adsorber faiblement aux sédiments ou aux matières particulaires, ou former des complexes de stabilité variable avec les métaux de transition en solution (Dzombak et al., 2006a). La photolyse ne devrait pas être un processus d’élimination majeur du cyanure libre dans l’environnement, d’après deux études qui ont observé une dégradation minimale du cyanure libre (Ostathaphan et al., 2013) et du CNDAFa (Rader et al., 1995) sans catalyseur après une irradiation continue pendant 180 minutes (à un pH de 9,5) et 17 jours (à un pH de 11), respectivement.

Cependant, la volatilisation est un important processus d’élimination du cyanure libre dans l’eau. La volatilisation du HCN à partir de l’eau a été définie comme un important processus d’élimination du cyanure libre dans les bassins de résidus (Simovic et Snodgrass, 1985, 1989; Botz et Mudder 2000) et un comportement similaire devrait se manifester dans les eaux naturelles étant donné sa constante de la loi d’Henry élevée. Les taux de volatilisation du cyanure libre sont plus importants aux pH bas quand le HCN domine, aux températures plus élevées, avec une plus grande agitation de la colonne d’eau et avec un rapport surface/volume de solution plus grand (Johnson 2015; Brüger et al., 2018). Par exemple, Broderius et Smith (1980) ont estimé les taux de volatilisation du HCN pour une gamme de concentrations de cyanure libre (c.-à-d. 25, 50, 100 et 200 µg de CN/L) et de températures (c.-à-d. 10, 15, 20 et 25 °C), dans des conditions de laboratoire. Le taux de volatilisation du HCN était approximativement de premier ordre, ce qui indique que la concentration initiale de cyanure en solution influence le taux de volatilisation du HCN. Les demi-vies variaient de 111 heures (25 µg/L de CN et 10 °C) à 22 heures (200 µg/L de CN et 25 °C). Les expériences menées en extérieur dans le cadre de la même étude ont montré que le taux de volatilisation du HCN était multiplié par deux par rapport aux résultats obtenus en laboratoire en intérieur. On a pensé que cette observation était due à l’agitation du vent.

La volatilisation peut être un processus d’élimination important pour le HCN, mais l’anion cyanure (CN-) forme des complexes avec les métaux de transition en solution (p. ex., le cuivre, le zinc, le nickel ou le fer) qui ne devraient pas se volatiliser de la solution. La formation de ces complexes métalliques est un mécanisme important limitant l’élimination naturelle du cyanure libre de l’eau par volatilisation du HCN (Simovic, 1984; Simovic et Snodgrass, 1985, 1989; Botz et Mudder, 2000). Les réactions de complexation du cyanure les plus importantes se produisent généralement avec le fer en raison de son omniprésence dans l’environnement, ce qui produit du ferricyanure (Fe(CN)63-) ou du ferrocyanure (Fe(CN)64-; également appelé hexacyanoferrate(II)) (Johnson, 2015).

Alors que les complexes fer-cyanure peuvent être stables dans des conditions neutres (Meeussen et al., 1992; Wild et al., 1994), plusieurs études ont montré qu’ils peuvent subir une photolyse et se dissocier complètement pour libérer CN- en fonction des conditions environnementales (Broderius et Smith, 1980; Little et Calfee, 2000, 2002, 2003; Kuhn et Young, 2005; Young et al., 2005; Exall et al., 2011). Yu et al. (2011) ont fait état de la conversion de ferricyanures et de ferrocyanures en cyanure libre dans des conditions alcalines (0,1 % de NaOH) en présence de 20 000 lux de lumière artificielle (la lumière du soleil peut être aussi intense que 100 000 lux (Spitschan et al., 2016). Little et Calfee (2000, 2002, 2003) ont également constaté que les composés de ferrocyanure, utilisés par le passé comme produits ignifuges contre les feux de forêt, libèrent du cyanure libre lorsqu’ils sont exposés à la lumière ultraviolette (UV). Les chercheurs ont également observé une augmentation notable de la toxicité associée à la formation de cyanure libre à partir du ferrocyanure et des rayons UV. Des demi-vies de photolyse du ferrocyanure allant de 7,5 minutes à 23 minutes ont été calculées pour l’eau désionisée et pour trois eaux naturelles à 20 °C ou 21 °C exposées à une intensité lumineuse de 110 µmol/m2/s photons UV (l’intensité lumineuse ultraviolette au milieu de l’hiver atteint approximativement cette quantité) (Kuhn et Young, 2005). La vitesse de formation du cyanure libre était approximativement trois fois plus faible que la perte de ferrocyanure en raison de l’accumulation temporaire d’espèces intermédiaires du cyanoferrate (Fe(CN)xn-) (Kuhn et Young, 2005). Kuhn et Young (2005) ont déterminé que les vitesses de photolyse sont corrélées positivement à l’intensité de la lumière UV et aux longueurs d’onde courtes, mais inversement corrélées aux concentrations de matière organique dissoute (couleur) dans la solution. On a également observé la photolyse et la dissociation de complexes métal-cyanure forts dans l’effluent d’une ancienne mine d’or. On a observé que les concentrations de CNDAFa dans des échantillons prélevés dans un canal à ciel ouvert recevant les effluents d’un tas de minerai inactif d’une ancienne mine d’or, augmentaient rapidement pendant la journée jusqu’à 0,7 mg/L de CNDAFa et diminuaient à 0,2 mg/Lla nuit, tandis que les concentrations de complexes de CNDAFo (c.-à-d. le complexe Fe(CN)64-) présentaient le comportement inverse (Johnson et al., 2002). La vitesse de photodissociation des complexes de cyanure a été estimée à 0,9 mg CN/L/h pour une température de l’eau allant de 14,6 à 28,2 °C (Johnson et al., 2002). Les caractéristiques du canal utilisé dans cette étude, d’une largeur d’environ 0,5 mètre et d’une profondeur de quelques centimètres (Johnson et al., 2002), ont pu favoriser la dissociation des complexes métal-cyanure, car les vitesses de photodissociation varient en fonction de l’intensité lumineuse du soleil, de l’absorption de la lumière dans la colonne d’eau et de la température (Johnson et al., 2015). Conformément aux critères de qualité de l’eau de la Colombie-Britannique pour le cyanure (BC MOE 1986), ces résultats laissent croire à la présence d’un cycle diurne régulier pour la spéciation des cyanures, ce qui indique que les espèces de CNDAFo mesurées dans les CNT peuvent être photodissociées et constituer une source de CNLibre dans les effluents des mines d’or et éventuellement dans l’environnement. En outre, une stagnation de l’élimination du cyanure des bassins de résidus recouverts de glace a été observée, probablement en raison d’une diminution de l’intensité lumineuse prévenant la photodissociation des complexes métal-cyanure et la volatilisation du HCN (Simovic et Snodgrass, 1989, Botz et Mudder, 2000).

Par conséquent, la dissociation des espèces de CNDAFo dans le milieu récepteur pourrait potentiellement conduire à une augmentation des concentrations de HCN dans l’environnement. Cependant, on s’attend à ce que la vitesse de photodissociation varie en fonction des conditions environnementales, des facteurs tels que la profondeur jouant un rôle important, car les rejets de HCN résultant de la photolyse des ferrocyanures ont été caractérisés comme étant négligeables à des profondeurs d’environ 50 à 100 cm dans la plupart des eaux naturelles bien mélangées (Broderius et Smith, 1980).

Les composés métal-cyanure avec des métaux de transition ou alcalino-terreux (p. ex., le bleu de Prusse, Fe4(Fe(CN)6)3) peuvent s’accumuler dans les sédiments (Jambor et al., 2009). Le CN- peut réagir avec les espèces soufrées (p. ex. polysulfures SxS2- ou thiosulfate S2O32-) pour former l’espèce SCN-, bien moins dangereuse (Smith et Mudder 1991, cité dans Dzombak et al., 2006c; Dzombak et al., 2006a). Le HCN peut aussi s’oxyder en acide isocyanique (HCNO) et en anion cyanate (CNO-) en présence d’un oxydant puissant comme l’ozone, le peroxyde d’hydrogène ou l’hypochlorite (AGDH, 2010) pendant le traitement de l’eau. Toutefois, cette réaction ne devrait pas se produire dans un environnement naturel. Il est possible que l’hydrolyse du HCN ne se produise pas dans des conditions environnementales (ECETOC, 2007).

Voir la description longue ci-dessous.
Figure 6-­1. Espèces clés de cyanure et processus de transformation (adapté de Kjeldsen, 1999)
Description longue

La figure 6-1 est une figure adaptée de Kjeldsen (1999) définissant les principales espèces de cyanure et montrant une série de processus de transformation qui régissent le devenir des cyanures dans l’environnement.

Le HCN(aq), ou acide cyanhydrique, est un acide faible qui peut se dissocier et exister en équilibre avec l’ion cyanure (CN-); le cyanure libre représente la somme des deux espèces en solution.

Le HCN(aq) peut se volatiliser de la solution et exister sous forme de HCN(g) gazeux.

Le cyanure libre peut réagir avec les composés sulfurés et se transformer en SCN- qui forme des complexes avec d’autres ions en solution.

Le cyanure libre peut être oxydé en ion cyanate OCN- dans des conditions fortement oxydantes et former des complexes avec d’autres ions en solution.

Le cyanure libre peut former des complexes métalliques avec de nombreux éléments, dont le fer.

Les complexes de cyanure métallique peuvent se dissocier en cyanure libre, par exemple par photolyse.

Le cyanure libre et les complexes métal-cyanure peuvent être biodégradés ou hydrolysés en plusieurs produits de dégradation tels que l’ammoniac (NH3) ou le dioxyde de carbone (CO2).

Le cyanure libre peut former des complexes avec le fer Fe(II) ou Fe(III) pour former des anions ferrocyanure (Fe(II)(CN)64-) ou ferricyanure (Fe(III)(CN)63-) et les deux espèces fer-cyanure peuvent se décomposer en cyanure libre dans des conditions très acides ou par photolyse.

L’ion ferrocyanure (Fe(II)(CN)64-) peut être oxydé en ion ferricyanure (Fe(III)(CN)63-) ou l’ion ferricyanure (Fe(III)(CN)63-) peut être réduit en ion ferrocyanure (Fe(II)(CN)64-) en solution dans des conditions d’oxydoréduction appropriées.

Les ions ferrocyanure (Fe(II)(CN)64-) ou ferricyanure (Fe(III)(CN)63-)peuvent précipiter et former des complexes solides métal-cyanure métallique Mx[M(CN)y] avec des métaux de transition (p. ex., ferrocyanure ferrique (Fe4(Fe(CN)6)3(s))), qui peuvent à leur tour subir une dissolution pour libérer les ions ferricyanure et ferrocyanure.

Les complexes de cyanure métallique alcalins ou alcalino-terreux Ax[M(CN)y] (p. ex., le ferrocyanure de potassium K4Fe(CN)6(s)) sont solubles et libèrent le ferrocyanure (Fe(II)(CN)64-) en solution

Une étude du comportement du cyanure libre dans le sol a été réalisée par le Conseil canadien des ministres de l’Environnement (CCME, 1997a). La volatilisation du HCN et la biodégradation du cyanure libre ont été définies comme les deux principaux processus touchant le transport et la répartition des cyanures dans les sols. Tout comme dans le milieu aquatique, le cyanure libre peut former des complexes avec les métaux (p. ex., le fer) et précipiter hors de la solution de sol, et ces complexes peuvent être photolysés à la surface du sol. Bien que l’adsorption des cyanures sur des argiles et des solides biologiques puisse avoir lieu, la vitesse n’est pas significative comparativement à celles de volatilisation et de biodégradation. Un examen du comportement dans les sols par EC et SC (2001) indique que les ferrocyanures ont une faible mobilité dans le sol en raison de la présence de soufre et de métaux de transition, qui peuvent produire des complexes modérément solubles (p. ex. du ferrocyanure ferrique connu sous le nom de bleu de Prusse). La rétention et l’immobilisation dans les sols (p. ex., l’adsorption sur des particules) est une voie d’atténuation majeure des complexes métal-cyanure.

6.2 Persistance dans l’environnement

La persistance des cyanures et leur dégradation par des processus abiotiques ou biotiques varient en fonction de l’espèce (p. ex. cyanures libres ou complexes).

Dans l’air, on estime que le temps de résidence du HCN basé uniquement sur des réactions avec des radicaux hydroxyles (OH.) et la photolyse vont de 1 à 2,5 ans selon la concentration de OH et la vitesse de la réaction (KOH) (Cicerone et Zellner, 1983; Fritz et al., 1982, cité dans ECETOC, 2007). Toutefois, des durées de vie plus courtes de 5,3 mois dans la troposphère et de 5,0 à 6,2 mois dans l’atmosphère au complet (Li et al., 2003, Singh et al., 2003), correspondant respectivement à des demi-vies de 3,6 mois et 3,5 à 4,3 mois (ECETOC, 2007), ont été calculées en tenant compte de l’absorption par les océans, qui a été déterminée comme le principal puits du HCN atmosphérique (Singh et al., 2003). On pense que le HCN est ensuite dégradé dans les océans, probablement par des microorganismes (Singh et al., 2003). On a estimé récemment que la durée de vie troposphérique du HCN allait de 30 à 180 jours (Viatte et al., 2015). Le HCN peut donc être considéré comme persistant dans l’air.

Dans des conditions aquatiques environnementales pertinentes, les cyanures libres ne devraient pas être hydrolysés, et l’hydrolyse du HCN est lente dans des conditions acides ou nécessite des températures élevées dans des conditions alcalines (Dzombak et al., 2006a; Smith et Mudder, 1991, cité dans Dzombak et al., 2006c). Le cyanure libre peut réagir avec les espèces soufrées (p. ex. polysulfures SxS2- ou thiosulfate S2O32-) et produire des thiocyanates (SCN-) (Smith et Mudder, 1991, cité dans Dzombak et al. 2006c; Dzombak et al., 2006a). On n’a obtenu aucune donnée sur la biodégradabilité en utilisant des protocoles standard de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) (p. ex. OECD 301 Ready Biodegradability) pour le HCN ou d’autres complexes du cyanure qui pourraient montrer leur persistance dans le milieu aquatique. Toutefois, la biodégradation du HCN et d’autres complexes de cyanure a été largement étudiée dans le cadre du traitement d’effluents industriels contenant des cyanures, puisqu’un tel traitement est souvent moins coûteux que d’autres méthodes physiques ou chimiques et plus rapide que l’atténuation naturelle (Dash et al., 2009). Une étude réalisée par Ebbs et al. (2006) a permis d’identifier de nombreuses espèces de bactéries et de champignons isolés de boues d’égout, de flux de déchets ou du sol capables de métaboliser le HCN et d’autres cyanures et, ainsi, de confirmer que le cyanure libre est biodégradable dans certaines conditions. Les facteurs pouvant avoir des efffets sur la biodégradation des cyanures comprennent les concentrations initiales, la présence de microorganismes acclimatés, la disponibilité des nutriments, la température et le pH selon les microorganismes présents (Dash et al., 2009). Une forte concentration de cyanure libre est considérée être le principal facteur influençant la biodégradation dans les systèmes de traitement des eaux usées (Wild et al., 1994; Strotmann et Pagga, 1996). Les mêmes facteurs limitants peuvent s’appliquer aux eaux naturelles dans lesquelles la biodégradation devrait être un processus d’élimination important (CCME, 1997a). Des études montrent que le cyanure libre et d’autres cyanures peuvent se biodégrader dans l’eau, mais les taux varient en fonction des conditions environnementales et sont inconnus.

Un examen réalisé par le CCME (1997a) a permis de conclure que la biodégradation dans les sols, et en particulier dans des conditions aérobies, est un important processus d’élimination des cyanures, mais comme dans le cas de l’environnement aquatique, les vitesses sont inconnues. Les facteurs limitant les vitesses de biodégradation comprennent l’acclimatation des microorganismes, la disponibilité de l’oxygène, les concentrations de cyanure libre et la disponibilité des nutriments (p. ex., le phosphore).

Meeussen et al. (1992) ont utilisé un modèle de décomposition pour estimer la demi-vie des complexes de cyanure de fer dans des solutions de sol à 15 oC à des pH et des potentiels de réduction (pE) variables. En supposant une concentration totale d’hexacyanoferrate(II) de 1 mM et une force ionique de 0,03 M, les résultats montrent que la demi-vie varie d’un an à un pH de 4 dans un sol réduit (c.-à-d., pE = 5) à 1 000 ans au même pH dans un sol oxydé (c.-à-d., pE = 10). Les résultats indiquent également que lorsque le pE est maintenu constant, la demi-vie augmente de manière notable lorsque le sol devient plus alcalin. L’étude confirme que les ferrocyanures peuvent être considérés comme persistants à la fois dans le sol et dans les sédiments.

6.3 Potentiel de bioaccumulation

Le cyanure libre ne devrait pas être bioconcentré par les organismes aquatiques en raison de son faible log Koe allant de -0,25 à 0,66 (Tableau 3­1). Des facteurs de bioconcentration (FBC) empiriques pour HCN entre 1,7 et 6,3 L/kg ont été rapportés pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) exposée à des concentrations sublétales pendant 15 jours au plus (Bois et Leduc, 1988). Cependant, les valeurs des FBC ont montré une accumulation importante du métabolite SCN; ces valeurs ont été calculées comme étant les concentrations plasmatiques de SCN divisées par les concentrations d’exposition au HCN, et variaient de 39 à 170 L/kg pour des périodes d’exposition de 15 jours à 16 semaines, respectivement (Bois et Leduc, 1988; lanno et Dixon, 1996).

On n’a observé aucune bioaccumulation de cyanure libre dans des organismes aquatiques ou terrestres ni sa bioamplification dans des réseaux trophiques. Ceci peut être dû aux effets létaux des cyanures à haute dose et à la détoxification rapide du cyanure en métabolites moins toxiques par la plupart des espèces à des concentrations sous létales (Eisler, 1991; ATSDR, 2006; AGDH, 2010).

7. Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

7.1 Évaluation des effets sur l’environnement

7.1.1 Mode d’action

Le principal mode d’action toxique du cyanure libre et son principal effet nocif lors d’expositions à court terme est de perturber le transport cellulaire d’électrons et le métabolisme de l’énergie par inhibition de la phosphorylation oxydative (AGDH, 2010, Barron et al., 2015). Une fois absorbé, CN- réagit rapidement avec la cytochrome c oxydase pour former des complexes de cyanures stables qui inhibent le transfert d’électrons dans la mitochondrie des cellules, causant une hypoxie cytotoxique ou une asphyxie cellulaire. Le manque d’oxygène disponible provoque le passage du métabolisme aérobie au métabolisme anaérobie, conduisant à la réduction des composés riches en énergie et à l’accumulation de lactate (acidose lactique) dans la circulation sanguine. La combinaison de l’hypoxie cytotoxique et de l’acidose lactique déprime le système nerveux central, conduisant à un arrêt respiratoire et à la mort (Eisler, 1991; ICMC, 2015). Le HCN perturbe aussi les activités d’autres enzymes, dont la catalase, diverses peroxydases, la myoglobine, le nitrite, la nitrate réductase et la nitrogénase (Solomonson, 1981, cité dans Eisler, 1991), ainsi que la CO2 réductase (Eisler, 1991).

Le HCN est soluble dans l’eau et est facilement absorbé dans la circulation sanguine des organismes aquatiques par contact avec la peau et les membranes des muqueuses (p. ex. les branchies) (Eisler, 1991, Gensemer et al., 2006). Chez les poissons, le HCN peut causer des effets sublétaux et des perturbations biochimiques, des dommages aux tissus et des effets sur le système nerveux (Murgatroyd et al., 1998, cité dans ECETOC, 2007). La carpe commune exposée à des concentrations sublétales de NaCN (100 µg/L de NaCN, équivalant à environ 67 µg/L de HCN) pendant 10 ou 20 jours a exhibé une activité enzymatique moindre du foie et des lésions oxydatives irréversibles aux cellules des reins et du foie (David et Kartheek, 2016). Le poisson-chat africain exposé à 50 µg/L de cyanure de potassium (KCN; équivalant à environ 20 µg/L de HCN) pendant quatre semaines a exhibé des lésions au foie et au système reproducteur (Authman et al., 2013). De plus, les concentrations de vitellogénine (Vtg) dans le sérum, l’expression du gène de la vitellogénine (ARNm de Vtg) et des récepteurs des œstrogènes (ARNm de RO) étaient diminuée chez les femelles, alors que les concentrations de Vtg augmentaient dans le foie des mâles, potentiellement en raison de la stimulation des récepteurs des œstrogènes (Authman et al., 2013). Il a été observé que le HCN réduit la reproduction chez le poisson à des concentrations sublétales de 10 µg/L pendant 12 jours, en faisant croître les concentrations de dopamine dans le cerveau des poissons, ce qui pourrait inhiber la production de gonadotropine, influant ainsi sur le développement des gonades chez les poissons mâles et femelles (Szabo et al., 1991).

Un examen réalisé par le CCME (1997a) a permis de déterminer que le principal effet du cyanure libre sur les plantes était relié à sa complexation avec des ions métalliques, inhibant l’action de divers métalloenzymes. En plus de l’inhibition de la respiration aérobie, CN- élimine aussi le cuivre de la plastocyanine, inhibant le transport d’électrons vers le photosystème (Berg et Krogman, 1975).

La détoxification du cyanure libre et d’autres cyanures est réalisée principalement par une enzyme bactérienne ou mitochondriale appelée rhodanèse, qui convertit le HCN en SCN moins toxique, généralement excrété dans l’urine (Solomonson, 1981, cité dans Eisler, 1991). La volatilisation du HCN ou l’excrétion urinaire d’autres métabolites produits par le métabolisme oxydatif sont d’autres processus mineurs de détoxification (Eisler, 1991, AGDH, 2010).

7.1.2 Effets sur les organismes aquatiques

Le milieu aquatique est considéré comme une source importante d’exposition aux cyanures en raison de la grande solubilité du cyanure libre et de bon nombre de ses précurseurs. Des analyses documentaires sur la toxicité aquatique des cyanures ont été faites pour Environnement et Changement climatique Canada (Nautilus Environmental, 2009; Aquaterra Environmental Consulting Inc., 2016) ou dans le cadre d’autres évaluations à l’échelle internationale (ECETOC, 2007; AGDH, 2010). Aucune étude sur l’écotoxicité des cyanures dans les sédiments n’a été relevée. Toutefois, l’exposition due aux sédiments peut être relativement faible comparativement à celle due à l’eau (Gensemer et al., 2006), et l’emphase a donc été mise sur les effets sur les organismes présents dans la colonne d’eau.

Des données sur la toxicité sont disponibles pour le cyanure libre, les sels simples (p. ex., NaCN), les complexes métalliques (p. ex., le ferrocyanure de sodium Na4Fe(CN)6), ainsi que quelques autres espèces de cyanure (p. ex., le chlorure de cyanogène) pour de nombreuses espèces aquatiques d’algues, de plantes aquatiques, d’invertébrés et de poissons. Il a été observé que certaines espèces aquatiques (p. ex. Ceriodaphnia) sont aussi sensibles aux sels simples qu’aux cyanures complexes (Manar et al., 2011). Toutefois, la toxicité des complexes métal-cyanure est habituellement inférieure à celle des sels simples, qui peuvent être dissociés rapidement et complètement en cyanure libre (Gensemer et al., 2006). Par exemple, la CE50 aiguë à 96 h pour la villeuse irisée d’eau douce (Villosa iris) est respectivement supérieure à 100 mg/L et à 1 000 mg/L pour le ferrocyanure ferrique et le ferrocyanure de sodium, soit supérieure de plusieurs ordres de grandeur à la CE 50 à 96 h de 1,1 mg/L pour le NaCN pour la même espèce (Pandolfo et al., 2012). De plus, Little et al. (2007) ont observé que la CL50 à 96 h pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) passe de 112,9 à 0,38 mg/L quand des solutions tests d’un complexe de cyanure stable, l’hexacyanocobaltate de potassium, étaient exposées à un rayonnement ultraviolet afin de provoquer la photolyse et la dissociation du complexe métal-cyanure. Le choix de paramètres de toxicité pertinents pour l’évaluation des effets des cyanures sur l’environnement a donc été fait en s’intéressant à des études réalisées avec des espèces de cyanure libre ou de sels simples de cyanure comme NaCN ou KCN, espèces qui se dissocient complètement en solution pour produire du cyanure libre et dont les contre-ions ne provoquent pas d’effets nocifs.

La toxicité du HCN peut être modifiée par un certain nombre de facteurs abiotiques comme la température, le pH de l’eau ou sa teneur en oxygène (Cairns et al., 1978; Smith et Heath, 1978; Alabaster et al., 1983; Eisler, 1991), mais la corrélation entre les paramètres de qualité de l’eau et la toxicité du HCN n’est pas assez significative pour être incorporée systématiquement dans le calcul d’une concentration estimée sans effet (CESE) (Nautilus Environmental, 2009).

Au total, 48 études sur la toxicité du HCN ou d’autres sels simples ont été examinées et ont permis d’obtenir des données sur les effets aigus et chroniques.

Des données sur la toxicité aiguë ont été recensées dans 31 études, portant sur une espèce d’algues, cinq espèces d’amphibiens, une espèce de protozoaires, 15 espèces d’invertébrés (dont une espèce d’unionidés) et 11 espèces de poissons. Les valeurs de toxicité pour la CL/CE50 variaient d’une CL50 à 48 h de 1 µg/L du HCN pour la puce d’eau commune (Daphnia pulex) à une CL50 à 48 h de 160 000 µg/L de HCN pour un annélide (Aeolosoma headleyi) (Cairns et al., 1978). Bien que les invertébrés semblent avoir la plus grande gamme de sensibilités aiguës individuelles, en général, les poissons semblent présenter un degré plus élevé de sensibilité aiguë au cyanure libre (Nautilus Environmental, 2009), avec la majorité des valeurs de CL50 inférieures à 1 000 µg/L de HCN.

Des données sur la toxicité chronique ont été recensées dans 17 études, portant sur trois espèces d’algues, deux espèces de plantes aquatiques, cinq espèces d’invertébrés et six espèces de poissons. Les valeurs de toxicité [c.-à-d., CE10, CE/CI50, concentration toxique maximale acceptable (CTMA), concentration sans effet observé (CSEO), concentration minimale avec effet observé (CMEO)] allaient d’une CSEO à 289 jours pour la reproduction de 5,2 µg/L de HCN pour le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) à une CI50 à 32 jours de 29 800 µg/L de HCN pour le myriophylle en épi (Myriophyllum spicatum) (Stanley, 1974; Kimball et al., 1978). Les poissons sont également généralement plus sensibles à une exposition chronique à du cyanure libre que la plupart des autres organismes (Eisler; 1991, AGDH, 2010).

Les données sur la toxicité chronique sont généralement un indicateur plus pertinent du potentiel d’effets nocifs dus à une exposition à long terme. Par conséquent, on a utilisé des données sur la toxicité chronique pour calculer une valeur critique de toxicité (VCT), qui représente une expression quantitative d’un effet toxique faible (c.-à-d. CI10) liée au paramètre de toxicité le plus sensible pour les organismes récepteurs dans le milieu d’intérêt.

Calcul de la CESE pour une exposition à long terme

L’ensemble de données sur la toxicité chronique disponibles pour le HCN satisfait aux exigences sur les données minimales sur les espèces stipulées par le CCME (2007), permettant ainsi le calcul d’une VCT chronique au moyen d’une distribution de la sensibilité des espèces (DSE). Des paramètres tirés d’études fiables ont été choisis en suivant le guide du CCME pour le calcul des valeurs recommandées pour la qualité de l’eau en vue de la protection de la vie aquatique (CCME, 2007). Nous avons utilisé la version 3.0 du logiciel SSD Master (SSD Master, 2010) pour schématiser la distribution de la sensibilité des espèces (DSE) (figure 7-1). Plusieurs fonctions de distribution cumulatives (normale, logistique, valeur extrême et Gumbel) ont été adaptées aux données au moyen de méthodes de régression. L’adéquation du modèle et les hypothèses faites ont été évaluées au moyen de techniques statistiques et graphiques, et le modèle préféré a été choisi en se basant sur des considérations de qualité de l’adéquation et d’exploitation possible du modèle.

Les paramètres de toxicité chronique issus d’études fiables ont été sélectionnés pour calculer la DSE de toxicité chronique (Figure 7­1) pour le HCN, et comprenaient des données pour 12 espèces, dont une plante aquatique, trois algues, quatre invertébrés et quatre espèces de poissons (voir tableau A-1 de l’annexe A). Les paramètres représentent des faibles effets (p. ex. CE10, CTMA ou CSEO) et ont été choisis en tenant compte de plusieurs critères dont la durée du test, les effets observés (p. ex. croissance, mortalité ou reproduction) et leur ampleur (p. ex. une préférence a été donnée au paramètre le plus sensible pour une espèce donnée) et les types d’espèces (p. ex. espèces canadiennes ou substitutives). Les valeurs de CE10 utilisées dans la DSE ont été calculées par Nautilus Environmental (2009). Lors de l’adéquation d’un modèle à la DSE, le modèle des valeurs extrêmes s’est avéré être le meilleur en ce qui concerne l’inspection visuelle, les niveaux les plus faibles de variabilité statistique (valeurs résiduelles), la distribution uniforme des valeurs résiduelles et l’ampleur la plus faible de l’intervalle de confiance. Le modèle des valeurs extrêmes conduisait aussi à la plus basse valeur du test statistique d’Anderson-Darling (A2) = 0,249 (p < 0,05). La VCT a été calculée en utilisant le 5e centile de la DSE, également appelé HC5 (c.-à-d. le 5e centile de la distribution des concentrations dangereuses). Le HC5 du graphique de la DSE est de 1,7 µg de HCN/L, avec des limites de confiance inférieure et supérieure de 1,1 µg de HCN/L et de 2,5 µg de HCN/L, respectivement.

Voir la description longue ci-dessous.
Figure 7-­1. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) pour le HCN, basée sur des paramètres d’études de toxicité chronique. L’adéquation du modèle des valeurs extrêmes aux données est illustrée sur le graphique, ainsi que l’intervalle de confiance à 95 % et le 5e centile de la distribution
Description longue

La figure 7-1 illustre la DSE pour le HCN en fonction des paramètres d’études de toxicité chronique pour les organismes aquatiques. Le logarithme des concentrations de HCN (µg/L) est représenté sur l’axe des X, et la proportion des espèces est représentée sur l’axe des Y. Le graphique montre 12 points de données ajustés au modèle des valeurs extrêmes, ainsi que l’intervalle de confiance à 95 % et le 5e centile de la distribution. Sur les 12 points de données, 10 s’inscrivent dans les intervalles de confiance à 95 % de l’ajustement de la courbe. Le 5e centile de la distribution (HC5) a été calculé à 1,7 µg de HCN/L et sélectionné comme VCT pour le milieu aquatique. Cette figure montre que la sensibilité des espèces aquatiques au HCN suit une courbe en S. Les données qui constituent la DSE apparaissent au tableau A-1 de l’annexe A.

Le HC5 de 1,7 µg HCN/L calculé à partir de la DSE est retenu comme VCT pour les organismes aquatiques pour le cyanure libre. Selon le CCME (2007), les recommandations pour l’exposition à long terme correspondent aux concentrations maximales devant protéger toutes les formes de vie aquatique (toutes les espèces et toutes les étapes de la vie) pendant des périodes d’exposition indéfinies, et cette valeur est donc utilisée pour calculer la CESE pour les organismes aquatiques. Étant donné que le HC5 est basé sur une approche de DSE avec un ensemble de données sur la toxicité chronique couvrant plusieurs espèces et taxons, aucun facteur d’évaluation supplémentaire n’a été appliqué et la CESE pour les organismes aquatiques est donc de 1,7 µg de HCN/L.

Cette valeur de CESE est inférieure aux recommandations pour la qualité de l’eau actuelles pour le cyanure libre du CCME et de l’Environmental Protection Agency des États-Unis, qui sont de 5 µg de CN/L ou de 5,2 µg de HCN/L (CCME, 1997b; USEPA, 2016) ou à la valeur recommandée par l’Australian and New Zealand Environment and Conservation Council de 7 µg de CN/L (ANZECC, 2000), qui toutes sont basées sur un rapport entre la toxicité aiguë et chronique appliqué aux CL50 à court terme à la place de paramètres chroniques. Toutefois, cette valeur est comparable à la valeur de 1,1 µg de CN-/L calculée par l’ECETOC (2007). La valeur de l’ECETOC (2007) est basée sur un HC5 calculé par la DSE de 1,1 µg de CN-/L (intervalle de confiance à 90 % de 0,4 à 2,3 µg de CN-/L) ou 1,14 µg de HCN/L, calculée à partir d’un ensemble de données sur la toxicité chronique (CSEO) d’espèces d’eau douce et d’eau de mer, sans application de facteurs d’évaluation. L’ECETOC (2007) a également calculé une valeur de HC5 de 1,45 µg de HCN/L (intervalle de confiance à 90 % de 0,42 à 2,9 µg/L) en utilisant uniquement des espèces d’eau douce (ECETOC, 2007).

7.1.3 Effets sur les organismes terrestres

Les données sur l’écotoxicité du cyanure libre dans le sol sont limitées et ne concernent que les plantes et les invertébrés. Les renseignements sur la toxicité aiguë et chronique du cyanure libre pour les organismes du sol ont fait l’objet d’un examen par le CCME (1997a, 1997c) afin de calculer une recommandation pour la qualité des sols pour la protection de l’environnement et de la santé humaine relativement au cyanure libre.

Le calcul de la recommandation canadienne pour la qualité des sols pour le contact avec le sol est basé sur des données écotoxicologiques sur trois espèces de plantes vasculaires et une espèce d’invertébré terricole (lombric). Une valeur de 0,9 mg de HCN/kg (900 µg de HCN/kg) a été établie comme recommandation pour la qualité des sols (RQS) pour la protection de l’environnement pour une utilisation des terres à des fins agricoles ou résidentielles/de parc. Un test de toxicité des sols plus récent a été réalisé avec Eisena fetida exposé à du KCN, conduisant à une CE50 et à une CE10 à 14 jours de 74 µg/kg et 56 µg/kg de CN- (équivalent à 77 µg de HCN/kg et 58 µg de HCN/kg), respectivement (Manar et al., 2011). Cette CE10 est inférieure aux deux CSEO à 14 jours de 1 200 µg CN-/kg et 3 000 µg CN-/kg observées pour la même espèce lors de l’élaboration de la RQS.

7.2 Évaluation de l’exposition dans l’environnement

7.2.1 Approche suivie pour la caractérisation de l’exposition

Des scénarios d’exposition ont été élaborés pour trois activités pouvant conduire au rejet de cyanure libre et de ses précurseurs dans les eaux de surface : exploitation minière des métaux, production de fer et d’acier et application de sels de voirie contenant du cyanure. Nous avons élaboré ces trois scénarios, car pour ces activités de grandes quantités de cyanures sont utilisées ou produites (c.-à-d. l’exploitation minière des métaux et la production de fer et d’acier), et parce que du cyanure peut être rejeté dans le milieu aquatique lors du rejet d’effluents (c.-à-d. l’exploitation minière des métaux et la production de fer et d’acier) ou lors de l’application de produits commerciaux contenant du cyanure (p. ex, application de sels de voirie contenant du cyanure). Pour chacun de ces scénarios d’exposition, une concentration environnementale estimée (CEE) exprimée en tant que HCN a été calculée afin d’évaluer l’exposition des récepteurs de l’environnement dans les eaux de surface. Ces CEE ont été estimées au moyen de concentrations mesurées, lorsque celles-ci étaient disponibles. Lorsque les concentrations mesurées n’étaient pas disponibles, les CEE ont été estimées en utilisant les charges annuelles moyennes de cyanure dans les effluents des installations.

Il est bon de noter que d’autres secteurs comme le raffinage du pétrole, la production de composés chimiques ou d’aluminium peuvent aussi être des sources de cyanures dans l’environnement. Cependant, les renseignements préliminaires sur l’exposition disponibles au moment de l’évaluation indiquaient que leurs rejets pouvaient être moins préoccupants ou que les données manquaient.

7.2.2 Surveillance environnementale

Les échantillons prélevés dans l’environnement (c.-à-d. dans l’eau, le sol, les sédiments et le biote) contiennent généralement de nombreuses espèces chimiques de cyanure et les méthodes d’analyse des différentes espèces diffèrent en fonction de leurs propriétés, dont leur capacité de dissociation. Les mesures de cyanure libre (CNLibre) dans l’environnement font référence à la concentration de HCN/CN- dans un échantillon, celles de cyanure « dissociable par un acide faible » (CNDAFa) font référence à la concentration de cyanure libre et de complexes de cyanures faibles, et celles de cyanure total (CNT) à la somme du CNLibre, du CNDAFa et de tous les autres complexes de cyanure (c.-à-.d. le CNDAFo) (Ghosh et al., 2006b). Les complexes CNDAFa comprennent les complexes de cyanure avec le cadmium, le zinc, l’argent, le cuivre, le nickel et le mercure qui libèrent du cyanure libre dans des conditions légèrement acides (pH de 4 à 6) (CCME, 1997a; Ghosh et al., 2006a, 2006b). Les complexes CNDAFo comprennent les complexes de cyanure avec l’or, le platine, le fer et le cobalt qui nécessitent des conditions fortement acides, ou une exposition à la lumière du soleil, pour se dissocier (CCME, 1997c; Ghosh et al., 2006a, 2006b). Étant donné que les mesures de CNT sont habituellement faites en acidifiant l’échantillon au moyen d’un acide fort et en l’irradiant afin de complètement dissocier les complexes forts, CNT peut quelques fois être appelé CNDAFo par certains laboratoires. Les méthodes d’analyse disponibles pour chaque fraction présente dans les milieux naturels font l’objet d’une discussion par Ghosh et al. (2006b) et l’AGDH (2010). Un certain nombre d’espèces chimiques, dont le sulfure, le soufre, le sulfite, des oxydants comme le chlore, le SCN, le thiosulfate, des aldéhydes, des acides gras, le carbonate, le nitrate et le nitrite peuvent causer des interférences s’ils sont présents en solution lors de l’analyse des cyanures dans l’eau (Ghosh et al., 2006b; USEPA, 2007; OI Analytical, 2012). Le sulfite, le SCN, le thiosulfate et les agents oxydants peuvent causer un biais négatif, alors que le sulfure, le nitrate et le nitrite peuvent causer un biais positif (OI Analytical, 2012). De plus, l’exposition de l’échantillon à la lumière du soleil peut entraîner la photolyse des complexes métal-cyanure en solution et la perte de HCN par volatilisation, ce qui entraîne des concentrations mesurées plus faibles.

Bien que la toxicité des cyanures soit régie par le cyanure libre (CNLibre), la mesure de CNLibre uniquement conduit à une sous-estimation du potentiel de toxicité et avec la plupart des méthodes d’analyse standard, à l’exception de la méthode 9213 de l’EPA des États-Unis (USEPA, 1996), on mesure également les complexes métalliques faiblement liés qui se dissocient à un pH de 6 (p. ex., complexes zinc-cyanure) (AGDH, 2010). Les mesures de CNDAFa sont donc largement utilisées pour déterminer les cyanures « biologiquement disponibles » (AGDH, 2010), puisque ces mesures visent à la fois le cyanure libre (HCN et CN-) et les complexes faibles qui peuvent se dissocier et libérer du CN- (AGDH, 2010). Par exemple, la recommandation de la Colombie-Britannique pour la qualité de l’eau relative aux cyanures dans l’eau douce est basée sur CNDAFa et stipule que la concentration moyenne de CNDAFa (basée sur un minimum de cinq échantillons par semaine) sur une période de 30 jours dans des échantillons non filtrés ne devrait pas excéder 5 µg de CN/L (B.C. MOE 1986). Toutefois, les mesures de CNDAFa ne quantifient pas les complexes de cyanure forts (CNDAFo) qui peuvent potentiellement se photodissocier et libérer du cyanure libre. Pour confirmer que le critère est respecté, le ministère de l’Environnement (MEO) de la Colombie-Britannique recommande donc aussi de mesurer CNT (appelé CNDAFo dans la recommandation). Au cas où les mesures de CNT dépassent le critère, un échantillonnage supplémentaire devrait être fait sur une base horaire et pendant un ensoleillement fort (entre 11 h et 14 h), même si le critère pour CNDAFa est respecté, afin de déterminer si la photolyse de complexes fer-cyanure produit des concentrations inacceptables de cyanure libre (B.C. MOE 1986).

L’interprétation des données de surveillance des cyanures devraient idéalement tenir compte des concentrations de CNT et de CNDAFa, lorsqu’elles sont disponibles, afin d’évaluer plus précisément le potentiel d’effets nocifs associés aux cyanures dans l’environnement. Toutefois, la surveillance environnementale des cyanures par des organismes de réglementation ou l’industrie est le plus souvent réalisée avec le cyanure total (CNT) [p. ex., Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (REMMMD)].

7.2.3 Concentrations ambiantes

Des cyanures sont naturellement produits par de nombreux organismes et autres processus abiotiques, pouvant conduire à des concentrations ambiantes détectables de cyanure dans l’environnement (CCME, 1997a). Toutefois, la disponibilité des données de surveillance (concentrations de CNLibre, de CNDAFa ou de CNT) représentatives des concentrations de fond de cyanures dans le milieu aquatique est limitée, les cyanures ayant tendance à être mesurés à proximité de sources anthropiques (B.C. MOE 1986). Les concentrations ambiantes de cyanures devraient être faibles en raison de processus d’élimination comme la volatilisation ou la biodégradation, qui peuvent prévenir l’accumulation à long terme de cyanure dans la colonne d’eau ou dans les sédiments (BC MOE 1986). Des concentrations de CNT dans des bassins hydrographiques ruraux ont été mesurées en Allemagne, fluctuant avec les saisons, peut-être en raison de proliférations d’algues au printemps et de la décomposition de matière organique à l’automne et en hiver (Krutz, 1981; ECETOC, 2007). Dans un ruisseau naturel, les concentrations normales de CNT de 0,7 à 2,1 µg/L augmentaient jusqu’à un maximum de 5 µg/L au printemps et de 10 µg/L en automne (Krutz, 1981; ECETOC, 2007).

Données provinciales de surveillance de la qualité de l’eau

Les concentrations de cyanures dans les eaux de surface font l’objet d’une surveillance régulière dans trois provinces : l’Alberta, la Colombie-Britannique et la Saskatchewan. Les données de surveillance des espèces de cyanure pertinentes pour ces trois provinces pour la période 2005 à 2015 ont été requises d’Alberta Environment and Parks (AEP) (communication personnelle, feuilles de calcul Excel préparées par la Water Policy Branch d’AEP pour la Division de l’évaluation environnementale d’Environnement et Changement climatique Canada, 2 octobre 2015; source non citée), du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique (EMSWR, 2016), et de la Saskatchewan Water Security Agency (SWSA) (communication personnelle, feuilles de calcul Excel préparées par les Environmental and Municipal Management Services de la SWSA pour la Division de l’évaluation écologique d’Environnement et Changement climatique Canada, 25 février 2016; source non citée). Des résumés statistiques ont été produits pour chaque ensemble de données, y compris le nombre total de mesures, le nombre de détections et d’autres statistiques descriptives (tableau 7-1). Pour les échantillons sans détection, nous avons assumé une concentration égale à la moitié de la limite de détection et l’avons utilisée pour les analyses statistiques.

Les concentrations médianes de CNT tirées des ensembles de données de l’Alberta et de la Saskatchewan étaient basses (< 2 µg/L et < 1 µg/L, respectivement) et le pourcentage des concentrations détectées était inférieur à 10 %. Aucune source anthropique notable n’a été définie à proximité des sites où les concentrations les plus élevées ont été observées, à l’exception des zones urbaines, indiquant que les concentrations de CNT  plus élevées pourraient être le résultat de rejets par des systèmes de traitement des eaux usées, de l’application de sels de voirie (pour les mesures faites en hiver et au printemps) ou d’autres sources non définies. Par exemple, la concentration la plus élevée de CNT de l’ensemble de données de l’Alberta (66 µg/L) a été mesurée dans la rivière Saskatchewan Nord près du pont de Pakan en avril 2011, quand des sels de voirie pourraient avoir été appliqués.

Pour la Colombie-Britannique, des données de surveillance des eaux de surface étaient disponibles pour CNT, et CNDAFa (EMSWR, 2016; tableau 7-1). Cependant, ces paramètres n’ont pas été mesurés simultanément, et la variation du site d’échantillonnage, du moment et de la taille de l’échantillon n’a pas permis de calculer un rapport de spéciation entre CNT et CNDAFa. L’ensemble de données a été traité de manière à n’inclure que les concentrations rapportées pour les sites étiquetés comme des sites de référence, afin de représenter les sites peu touchés ou les sites en amont d’une source d’émission ou d’un point de rejet. Les échantillons prélevés le même jour, sur le même site, avec la même méthode ont été considérés comme des répliques et leur moyenne a été calculée.

Tableau 7-1. Données de surveillance des cyanures de l’Alberta, de la Saskatchewan et de la Colombie-Britannique (2005 à 2015)
Province Alberta Sask. C.-B. C.-B.
Paramètre CNT CNT CNT CNDAFa
Nombre de sites 116 48 16 27
Nombre de mesures (% de détections) 1 424 (9 %) 818 (6 %) 1 656 (38 %) 1 663 (15 %)
LDM (µg/L) 2 à 10 1 0,5 à 100a 0,5 à 100a
Gamme (µg/L) < 2 à 66 < 1 à 5 < 0,5 à < 100 0,5 à < 100
Moyenne arithmétique (µg/L) 1,28 0,56 4,1 2,8
Moyenne géométrique (µg/L) 1,13 0,53 3,07 5,6
Médiane (µg/L) < 2 < 1 < 5 < 5
95e centile (µg/L) 2,5 1 10 6

Abréviations : LDM : limite de détection de la méthode; Sask. : Saskatchewan; C.-B. : Colombie-Britannique
a La LDM pour deux points d’échantillonnage de l’ensemble de données était anormalement élevée (100 µg/L), mais il n’y avait aucune indication d’une erreur.

7.2.4 Mines de métaux

Les renseignements sur l’importation d’un certain nombre de cyanures pour l’année 2011 indiquent que de 10 000 à 50 000 tonnes de NaCN ont été importées au Canada pour être utilisées par le secteur de l’exploitation minière des métaux (Environnement Canada, 2013). Une fois le minerai extrait de la mine, il est traité afin de récupérer les minéraux utiles. L’anion cyanure (CN-) est le principal réactif utilisé pour extraire l’or et d’autres métaux précieux du minerai de manière efficace (Johnson et al., 2002). Les principales étapes du traitement du minerai comprennent le concassage et le broyage, la séparation physique et chimique et l’élimination de l’eau (Environnement Canada, 2009). Des cyanures (p. ex. NaCN) peuvent être ajoutés dans le circuit de broyage ou pendant les processus de séparation du minerai. La lixiviation au cyanure est le processus dominant pour la récupération de l’or ou de l’argent métallique (Environnement Canada, 2009). Lors du processus de lixiviation au cyanure, des solutions préparées au moyen de sels de cyanure (p. ex. NaCN ou KCN) sont utilisées pour dissoudre et extraire les métaux précieux présents dans le minerai (Johnson, 2015). Environ 1 à 2,5 kg de NaCN peuvent être utilisés par tonne de minerai (Wong Chong et al., 2006b). La lixiviation est réalisée à des pH plus élevés (9,5 à 11) afin de réduire les pertes de cyanure libre dues à l’hydrolyse, à la réaction avec le dioxyde de carbone ou à la volatilisation du HCN (USEPA, 1994b). Une partie des cyanures peut être réutilisée pour le traitement, mais une autre est rejetée dans les résidus et, en conséquence, les eaux usées des installations utilisant des cyanures peuvent en contenir (Environnement Canada, 2009). Dans les mines qui utilisent des cyanures, on fait souvent appel à des technologies de traitement pour détruire les cyanures dans l’effluent, bien que certaines opérations s’en remettent uniquement à la dégradation naturelle des cyanures (HATCH, 2014). Au Canada, les techniques courantes utilisées pour l’élimination des cyanures des déchets miniers (p. ex., effluents et résidus) sont le procédé SO2-air et le procédé au peroxyde d’hydrogène. La dégradation naturelle est souvent utilisée comme étape de polissage.

La concentration et la disponibilité des cyanures dans les déchets de lixiviation (c.-à-d. les résidus et les effluents) peuvent diminuer avec le temps en raison de changements dans la spéciation des cyanures et les voies d’élimination (p. ex., la volatilisation et la dégradation), mais les résidus récemment déposés peuvent contenir des concentrations importantes des espèces de CNLibre et CNDAFa. Par exemple, les concentrations moyennes de CNT et de CNWAD (c.-à-d. 19,5 mg de CNT/kg et 2,95 mg de CNDAFa/kg) mesurées dans des résidus récemment déposés dans un bassin de résidus (moins de trois mois auparavant) étaient supérieures à celles (c.-à-d. 3,2 mg de CNT/kg et < 0,5 mg de CNDAFa/kg) mesurées dans des résidus « âgés » déposés six à neuf ans auparavant (Zagury et al., 2004). En termes de spéciation, les espèces de cyanure présentes dans les résidus frais étaient plus solubles et disponibles que celles présentes dans d’anciens résidus. Zagury et al. (2004) ont déterminé que 45 % à 53 % des cyanures présents dans des résidus frais étaient des cyanures libres, des cyanures facilement solubles et des complexes faibles à modérément forts, comparativement à 15 % à 33 % dans d’anciens résidus (Zagury et al., 2004). Des résultats similaires ont été observés dans l’effluent, où les concentrations de CNT et de CNDAFa mesurées sur le site d’une opération de lixiviation en tas une semaine après la lixiviation (CNDAFa de 4,84 mg/L; CNT de 6,99 mg/L) étaient bien supérieures à celles mesurées dans l’effluent huit mois après la lixiviation (CNDAFa de 0,18 mg/L; CNT de 1,05 mg/L), et les espèces de CNDAFa représentaient un plus grand pourcentage des concentrations de CNT (Johnson et al., 2008). Avant la fermeture de la mine Nickel Plate en Colombie-Britannique en 1998, des concentrations de CNT (2 à 7 mg/L) et de CNDAFa (0,2 à 3,0 mg/L) ont été mesurées dans l’eau récupérée provenant des zones de résidus de la mine (Given et Meyer, 1998), indiquant que des espèces de CNLibre et de CNDAFa étaient présentes en solution, mais en concentrations plus faibles que celles des espèces de CNDAFo. Dans un autre exemple, l’échantillonnage dans un ruisseau recevant des eaux d’exfiltration contaminées par des cyanures provenant d’un bassin de résidus d’une mine d’or et d’argent et de son usine de traitement en activité, a permis de déterminer que les concentrations de CNT et de CNDAFa étaient pratiquement identiques et que celles de CNDAFa représentaient en moyenne 90 % des espèces de cyanure mesurées dans le ruisseau (B.C. MOE 1986). Ces résultats suggèrent qu’en l’absence d’atténuation naturelle prolongée ou de traitement supplémentaire, une partie importante des cyanures présents dans les effluents de sites en activité peut être composée d’espèces de CNDAFa plus disponibles et plus dangereuses.

Les mines de métaux canadiennes qui rejettent des substances délétères dans des eaux fréquentées par des poissons à un débit supérieur à 50 m3/jour sont soumises au Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (REMMMD) (Canada, 2002). En vertu de l’annexe 5, les installations doivent effectuer une surveillance de la qualité de l’eau quatre fois par année civile et à au moins un mois d’intervalle dans la zone exposée (EXP) entourant le point d’entrée de l’effluent dans l’eau à partir de chaque point de rejet et des zones de référence (REF) connexes. Les installations sont également tenues d’effectuer une surveillance de la qualité de l’eau en même temps que les études de surveillance biologique. La surveillance de la qualité de l’eau comprend l’enregistrement de la concentration de cyanure s’il est utilisé comme réactif dans la mine.

Les concentrations totales de cyanure recueillies en vertu des dispositions de suivi de la qualité de l’eau exigées par le REMMMD sont présentées dans les figures 7-2 et 7-3, pour les années 2009 à 2018 (ESEE, 2019). Les sites d’exploitation minière ont été séparés en utilisateurs de CNNote de bas de page 8  et en non-utilisateurs de CN afin de représenter les rejets potentiels des sites utilisant fréquemment ou récemment du cyanure. Les concentrations de CNT sont présentées à l’aide de la combinaison d’un diagramme combiné de quartiles (rectangle et moustaches) et d’un diagramme en violon divisé. Les moustaches du diagramme de quartiles représentent les 95e et 5e centiles de l’ensemble de données complet, et le diagramme en violon divisé est mis à l’échelle proportionnellement au nombre d’observations et illustre la distribution et la densité des mesures de détection et de non-détection. Les limites de détection de la méthode (LDM) pour l’ensemble de données complet allaient de 0,001 à 5 000 µg CNT/L. Les mesures inférieures à la LDM ont été conservées dans l’analyse de l’exposition, mais transformées à la moitié de la limite de détection.

La figure 7-2 montre généralement des concentrations plus élevées de CNT dans les échantillons d’eau prélevés par les utilisateurs de CN dans les zones exposées (EXP). Le groupe EXP (utilisateurs de CN) présentait les concentrations de CNT médianes et au 95e centile les plus élevées; toutefois, les médianes de tous les groupes sont comparables et s’expliquent probablement par le nombre élevé de non-détections présentes dans l’ensemble de données. Le groupe EXP (utilisateurs de CN) avait une fréquence de détection de 44 %, tandis que les groupes EXP (non-utilisateurs du CN), REF (utilisateurs de CN) et REF (non-utilisateurs de CN) avaient des fréquences de détection plus faibles, de 16 %, 21 % et 15 %, respectivement. Les données relatives à CNT dans la zone d’exposition pour les non-utilisateurs de cyanure et les données relatives à CNT dans la zone de référence pour les utilisateurs de cyanure et les non-utilisateurs de cyanure semblent avoir des distributions comparables. Les pics exprimés dans les diagrammes en violon divisé pour les non-détections représentent la moitié des LDM multiples dans l’ensemble de données.

Voir la description longue ci-dessous.
Figure 7­-2. Combinaison d’un diagramme combiné de quartiles et d’un diagramme en violon divisé résumant les concentrations totales de cyanure (µg/L) recueillies sur les sites de surveillance de l’exposition (EXP) et de référence (REF) entre 2009 et 2018 par les utilisateurs de cyanure (CN) et les non-utilisateurs de cyanure (non-CN) en vertu du REMMMD (ESEE, 2019)
Description longue

La figure 7-2 présente des diagrammes de quartiles (rectangle et moustaches) et des diagrammes en violon divisé utilisés pour résumer les concentrations de CNT mesurées dans les échantillons d’eau de surface prélevés dans les zones EXP et REF des installations utilisatrices et non-utilisatrices de CN soumises au REMMMD de 2009 à 2018 (ESEE, 2019). « n » (nombre d’échantillons), « N » (nombre de sites) et « FD » (fréquence de détection). Diverses statistiques ont été calculées et sont présentées dans le tableau suivant :

Paramètre Nombre de mesures et fréquence de détection (%) Nombre d’ins-tallations Gamme (µg/L) LDM (µg/L) 5e centile (µg/L) Médiane 95e centile (µg/L)
Utilisateur de CN, EXP 1 630 (44) 41 0,05a à 447 0,1 à 50 0,5a 2,5a 35,0
Utilisateur de CN, EXP (détections) 720 36 0,64 à 447 0,3 à 20 2 8 58,0
Utilisateur de CN, EXP (non-détections) 910 40 0,05 à 25 0,1 à 50 0,5a 1,5a 5 a
Utilisateur de CN, REF 1 492 (21) 40 0,01a à 2 500a 0,01 à 5 000 0,5a 2,2 9,5
Utilisateur de CN, REF (détections) 306 32 0,58 à 420 0,01 à 10 2 6 23
Utilisateur de CN, REF (non-détections) 1 186 40 0,01a à 2 500a 0,02 à 5 000 0,5a 1a 5 a
Non-utilisateur de CN, EXP 700 (16) 45 0,0005a à 9 000 0,001 à 1 000 0,5a 2,0a 10,0
Non-utilisateur de CN, EXP (détections) 114 30 0,51 à 9 000 0,5 à 1 000 1,6 7 73,1
Non-utilisateur de CN, EXP (non-détections) 586 44 0,0005a à 100a 0,001 à 200 0,5a 1a 5a
Non-utilisateur de CN, REF 680 (15) 42 0,0005a à 100a 0,001 à 200 0,5a 2,0a 8,0
Non-utilisateur de CN, REF (détections) 100 26 0,56 à 74,2 0,01 à 5 1,2 6 35,15
Non-utilisateur de CN, REF (non-détections) 580 42 0,0005a à 100a 0,001 à 200 0,5a 1,5a 5a

Abréviations : EXP, zone exposée; REF, zone de référence; LDM, limite de détection de la méthode.
Il s’agit d’une non-détection représentée par une substitution de la moitié de la LDM.

Neuf installations minières (mines d’or ou installations de broyage) considérées comme des utilisateurs de cyanure selon la définition présentée ci-dessus et présentant les plus grands ensembles de données et les fréquences de détection les plus élevées (c.-à-d. supérieures à environ 50 %) ont été sélectionnées pour une analyse plus approfondie des mesures de CNT (Figure 7-­3). Tous les échantillons ont été prélevés entre 2009 et 2018. Les données à la Figure 7-­3 montrent des tendances similaires à la Figure 7-­2. Les observations de la médiane et du 95e centile (moustache supérieure du diagramme en boîte) montrent que les concentrations de CNT étaient plus élevées dans les zones EXP que dans les zones REF correspondantes. Les méthodes d’analyse utilisées pour les mesures de cyanure comprenaient les procédures CAM SOP-00457 et MA.300-CN 1.2 (Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec, 2016).

Voir la description longue ci-dessous.
Figure 7-­3. Combinaison d’un diagramme combiné de quartiles et d’un diagramme en violon divisé résumant l’analyse propre au site des mesures de CNT dans les échantillons d’eau de surface prélevés dans les zones exposées (EXP) et de référence (REF) des utilisateurs de cyanure visés par le REMMMD de 2009 à 2018 (ESEE, 2019).
Description longue

La figure 7-3 présente des diagrammes de quartiles et en violon divisé utilisés pour résumer l’analyse propre au site des mesures de CNT dans les échantillons d’eau de surface prélevés dans les zones EXP et REF des utilisateurs de cyanure8 visés par le REMMMD de 2009 à 2018 (ESEE, 2019). « n » (nombre d’échantillons), « N » (nombre de sites) et « FD » (fréquence de détection). Diverses statistiques ont été calculées et sont présentées dans le tableau suivant :

Clé de site Période d’échantillonnage Type de zone Taille de l’échantillon (% de détections) Gamme (µg/L) LDM (µg/L) 5e centile (µg/L) Médiane (µg/L) 95e centile (µg/L)
1a 2009 à 2018 EXP 99 (87 %) 1,0b à 20,9 1 à 5 1,0b 3,4 15
1 (détections)a 2009 à 2018 EXP 86 1,1 à 20,9 1 à 2 1,6 4,2 16
1 (non-détections)a 2009 à 2018 EXP 13 1,0b à 2,5b 2 à 5 1,0b 1,0b 2,5
1a 2009 à 2018 REF 86 (9 %) 0,5b à 6,9 1 à 5 0,5b 1,0b 2,8
1 (détections)a 2009 à 2018 REF 8 2,6 à 6,9 2 2,6 3,35 6,9
1 (non-détections)a 2009 à 2018 REF 78 0,50b à 2,5b 1 à 5 0,5b 1,0b 1,0b
2 2009 à 2017 EXP 37 (49 %) 1,0b à 7,0 2 1,0b 1,0b 5,2
2 (détections) 2009 à 2017 EXP 18 2,5 à 7,0 2 2,7 3,5 6,2
2 (non-détections) 2009 à 2017 EXP 19   1,0b 2 1,0b 1,0b 1,0b
2 2009 à 2017 REF 36 (0 %) 1,0b 2 1,0b 1,0b 1,0b
2 (détections) 2009 à 2017 REF S. O.   S. O. S. O. S. O. S. O. S. O.
2 (non-détections) 2009 à 2017 REF 1 1,0b 2 1,0b 1,0b 1,0b
3 2009 à 2017 EXP 26 (73 %) 1,0b à 25 2 à 5 1,0b 5,6 22
3 (détections) 2009 à 2017 EXP 19 2 à 25 2 à 5 2,0 9,3 23
3 (non-détections) 2009 à 2017 EXP 7 1,0b à 2,5b 2 à 5 1,0b 1,0b 2,5b
3 2009 à 2017 REF 25 (0 %) 1,0b à 2,5b 2 à 5 1,0b 2,5b 2,5b
3 (détections) 2009 à 2017 REF S. O.   S. O. S. O. S. O. S. O. S. O.
3 (non-détections) 2009 à 2017 REF 25 1,0b à 2,5b 2 à 5 1,0b 2,5b 2,5b
4 2009 à 2018 EXP 40 (80 %) 2,0 à 48 1 à 5 2,5 8,5 24
4 (détections) 2009 à 2018 EXP 32 2,0 à 48 1 à 5 3,55 11,5 31,6
4 (non-détections) 2009 à 2018 EXP 8 2,5b 5 2,5b 2,5b 2,5b
4 2009 à 2018 REF 40 (50 %) 0,50b à 15 1 à 5 1,9 2,5 12
4 (détections) 2009 à 2018 REF 20 2,0 à 15 1 à 5 2,0 7,5 13
4 (non-détections) 2009 à 2017 REF 20 0,50b à 2,5b 1 à 5 0,5b 2,5b 2,5b
5 2009 à 2018 EXP 40 (58 %) 0,50b à 361 1 à 20 0,5b 2,7 42
5 (détections) 2009 à 2018 EXP 23 1,0 à 361 1 à 2 2,0 4 89
5 (non-détections) 2009 à 2017 EXP 17 0,50b à 25b 1 à 20 0,5b 1,0b 13
5 2009 à 2018 REF 40 (40 %) 0,50b à 25b 1 à 2 0,5b 1b 11
5 (détections) 2009 à 2018 REF 16 1,0 à 19 1 à 2 1,53 3 13
5 (non-détections) 2009 à 2017 REF 24 0,50b à 25b 1 à 2 0,5b 1b 1b
6 2009 à 2018 EXP 37 (73 %) 1,5b à 260 3 à 10 1,5b 11 70
6 (détections) 2009 à 2018 EXP 27 5 à 260 3 à 10 6 15 170
6 (non-détections) 2009 à 2018 EXP 10 1,5b à 5b 3 à 10 1,5b 2,5b 5b
6 2009 à 2018 REF 37 (35 %) 1,5b à 70 3 à 10 1,5 b 2,5 21
6 (détections) 2009 à 2018 REF 13 4 à 70 3 à 10 5,2 9 47
6 (non-détections) 2009 à 2017 REF 24 1,5b à 5b 3 à 10 1,5b 2,5b 5,0b
7 2009 à 2018 EXP 39 (87 %) 0,50b à 210 1 à 50 2,4 14 140
7 (détections) 2009 à 2018 EXP 34 3,2 à 210 1 à 20 5,0 16 150
7 (non-détections) 2009 à 2017 EXP 5 0,50b à 25b 1 à 50 0,6 2,5 20
7 2009 à 2017 REF 34 (29 %) 0,50b à 28b 1 à 56 0,5b 2,5b 17
7 (détections) 2009 à 2018 REF 10 2,3 à 13 1 à 2 2,3 3 12
7 (non-détections) 2009 à 2017 REF 24 0,50b à 28b 1 à 56 0,5b 2,5 22
8 2009 à 2018 EXP 37 (84 %) 0,50b à 70 1 à 10 1,9 13 58
8 (détections) 2009 à 2018 EXP 31 2,0 à 70 1 à 10 3,0 17 59
8 (non-détections) 2009 à 2018 EXP 6 0,50b à 5,0b 1 à 10 0,75 2,5 4,4
8 2009 à 2018 REF 37 (46 %) 0,50b à 24 1 à 10 0,5b 5,0b 19
8 (détections) 2009 à 2018 REF 17 2,0 à 24 1 à 5 2,8 9 20
8 (non-détections) 2009 à 2018 REF 20 0,50b à 5,0b 1 à 10 0,5b 2,5b 5,0b
9 2009 à 2018 EXP 179 (50 %) 0,25b à 439 0,5 à 7,4 2,5 3,7b 49
9 (détections) 2009 à 2018 EXP 89 5,4 à 439 5 6,8 24 56
9 (non-détections) 2009 à 2018 EXP 90 0,25b à 3,7b 0,5 à 7,4 2,5 2,5 2,5
9 2009 à 2018 REF 118 (29 %) 2,5b à 16,8 5 2,5b 2,5b 9,2
9 (détections) 2009 à 2018 REF 34 5,6 à 16,8 5 5,7 8,3 11
9 (non-détections) 2009 à 2018 REF 84 2,5b 5 2,5b 2,5b 2,5b

Abréviations : EXP, zone exposée; REF, zone de référence; S. O., sans objet; LDM, limite de détection de la méthode.
a Le site 1 comprend une installation de traitement et une mine qui réalisent conjointement un suivi des effets sur l’environnement, mais qui soumettent des ensembles de données distincts sur les concentrations dans l’eau au système de déclaration du REMMMD. Les renseignements ont été analysés conjointement.
b Il s’agit d’une non-détection représentée par une substitution de la moitié de la LDM. 

Parmi les neuf utilisateurs de cyanure ayant déclaré le rejet le plus élevé de CNT, certains sites ont également signalé des concentrations de CNDAFa et de CNLibre (tableau 7-2). Les données de surveillance de CNDAFa d’un site ont été recueillies à partir du système de surveillance environnementale du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique (EMSWR, 2019), et elles sont également présentées dans le tableau 7-2. La disponibilité des données de surveillance pour ces deux paramètres était généralement faible. De plus, les concentrations de CNLibre et de CNDAFa n’étaient pas systématiquement mesurées sur tous les sites d’échantillonnage utilisés pour caractériser les zones exposées (EXP) ou de référence (REF) utilisées lors de la surveillance des effets sur l’environnement (c.-à-d. les sites des figures 7-2 et 7-3). Les données présentées dans le tableau 7-2 consistent en des statistiques sommaires obtenues à partir des rapports des études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) lorsque les données brutes n’étaient pas incluses dans les rapports (p. ex., le site 6), ou consistent en des statistiques sommaires calculées à l’aide des données brutes lorsqu’elles étaient incluses (ESEE, 2019). Les valeurs inférieures à la limite de détection ont été converties en la moitié de cette limite. Des concentrations de CNDAFa et de CNLibre ont été détectées dans l’environnement récepteur de toutes les installations où des mesures ont été faites, mais les concentrations médianes sont généralement faibles, puisque de nombreuses mesures sont inférieures aux LDM.

Tableau 7-2. Analyse propre au site des concentrations de CNLibre et de CNDAFa extraites des rapports des ESEE (ESEE, 2019) et d’une base de données de surveillance environnementale du ministère de l’Environnement de la C.-B. (EMSWR, 2019)
Clé de sitea Période d’échan-tillonnage Type de zone Para-mètre Taille de l’échantillon (fréquence de détection, %) Médiane (µg/L) Moyenne géométrique (µg/L) Moyenne arith-métique (µg/L)
1b,c 2011 à 2016 EXP (lac) CNDAFa 39 (5 %) 1e 1e 1e
1 b,c 2011 à 2016 REF (lac) CNDAFa 18 (0 %) 1e 1e 1e
1b,c 2008 à 2010 EXP (ruisseau près du site) CNDAFa 34 (inconnu) S. O. S. O. 2 à 4
1 b,c 2008 à 2010 REF (ruisseau) CNDAFa 33 (inconnu) S. O. S. O. 2 à 4
2c 2014 à 2016 EXP CNDAFa 20 (20 %) 1 1,2 1,3
2c 2014 à 2016 REF CNDAFa 12 (0 %) 1e 1e 1e
6c 2005 à 2012 EXP CNLibre S. O. 1 S. O. 4,3
6c 2005 à 2012 REF CNLibre S. O. 1 S. O. 3
6c 2012 à 2014 EXP CNLibre 94 (inconnu) S. O. S. O. 2
6c 2012 à 2014 REF CNLibre 75 (inconnu) S. O. S. O. 2,1
7c 2009 à 2015 EXP CNDAFa 12 (33 %) 2,5e 4,5 6,7
7c 2009 à 2015 REF CNDAFa 9 (44 %) 2,5e 4,6 6
8c 2015 à 2016 EXP CNLibre 7 (86 %) 4,8 6,1 14
8c 2015 à 2016 REF CNLibre 7 (14 %) 1e 0,8 0,9
Ad 2012 à 2018 EXP CNDAFa 350 (14 %) 2,5e 2,9 3,1
Ad 2012 à 2018 REF CNDAFa 66 (0 %) 2,5e 2,5 2,5

Abréviations : EXP, zone exposée; REF, zone de référence; c.p., champ proche; S. O., sans objet.
a Les numéros de site correspondent aux numéros de site de la figure 7-3 où les données relatives à CNLibre et CNDAFa étaient disponibles.
b Le site 1 comprend une installation de traitement et une mine qui réalisent conjointement une ESEE, mais qui soumettent des ensembles de données distincts sur les concentrations dans l’eau au système de déclaration du REMMMD. Les renseignements ont été analysés conjointement.
c Les données relatives à ce site ont été extraites des rapports d’ESEE (ECCC, 2019).
d Les données relatives à ce site minier ont été extraites d’une base de données de surveillance environnementale du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique (EMSWR, 2019).
e Il s’agit d’une non-détection représentée par une substitution de la moitié de la LDM.

Les mesures environnementales des cyanures présentées ci-dessus suggèrent que certaines installations du secteur de l’extraction des métaux sont une source de cyanures dans l’environnement. La majorité des données disponibles concernent CNT, et il n’a pas été possible d’estimer la spéciation du cyanure (c.-à-d. la proportion de CNDAFa ou CNLibre) dans ces échantillons. L’existence de mesures de cyanure dans les zones de référence est rarement expliquée dans les rapports d’ESEE. La présence de cyanures dans les échantillons de référence peut être due à des sources naturelles comme la décomposition de matière végétale ou à des feux de forêt.

7.2.5 Production de fer et d’acier

Du cyanure libre et d’autres espèces de cyanure peuvent être présents dans le gaz et les eaux usées rejetés par les cokeries et les hauts fourneaux des aciéries intégrées (Petelin et al., 2008, Luzin et al., 2012, Yu et al., 2016). Le coke métallurgique est préparé en chauffant du coke dans une atmosphère sans oxygène, et il est utilisé dans les hauts fourneaux pour réduire le minerai de fer en fer (USEPA, 2008). Des cyanures sont produits par réaction entre le carbone et l’azote dans des conditions réductrices et à haute température (plus de 1 000 °C), des conditions qui existent lors des opérations de cokéfaction et des hauts fourneaux (Wong-Chong et al., 2006c; Petelin et al., 2008). Des cyanures peuvent être présents dans les gaz de four à coke (GFC) et les gaz des hauts fourneaux, dans l’eau de refroidissement qui a été en contact avec les GFC, dans l’eau de lavage provenant du nettoyage des GFC afin d’en éliminer des contaminants (aussi appelée ammoniaque résiduaire), ou dans l’effluent du laveur de gaz de hauts fourneaux (Wong-Chong et al., 2006b; USEPA, 2008). En plus du cyanure libre, parmi d’autres cyanures formés pendant les opérations des hauts fourneaux, on retrouve des cyanures simples comme KCN et NaCN ou du cyanogène (CN)2 (Petelin et al., 2008; Luzin et al., 2012), qui se dissocient rapidement dans l’eau pour former du cyanure libre. Des complexes fer-cyanure ont été relevés dans la boue de hauts fourneaux résultant de l’épuration des gaz (Rennert et Mansfeldt, 2002).

Des concentrations élevées de cyanures ont été mesurées dans l’effluent du laveur de gaz des hauts fourneaux et dans l’effluent de fours à coke, respectivement (probablement du CNT) de 5,7 et 80 mg/L (Ellis et al., 1976), toutefois la spéciation n’est pas toujours indiquée. Des concentrations de 2,1 mg/L de CNT, 0,3 mg/L de cyanures dissociables et de 0,8 mg/L de cyanures complexes ont été rapportées dans les eaux non traitées d’une installation de cokéfaction (Kelada, 1989). Les détails de la méthode d’analyse et les définitions opérationnelles des cyanures dissociables et complexes pour cette étude particulière n’étaient pas disponibles; par conséquent, il y a une certaine incertitude dans les proportions rapportées. Des concentrations de CNLibre et de CNT de 430 et 833 µg/L ont été mesurées dans l’effluent d’un haut fourneau en Australie (Pablo et al., 1997), indiquant qu’une fraction importante des cyanures rejetés dans l’environnement (plus de la moitié) peut être la forme plus disponible CNLibre. Des aciéries intégrées ont été définies comme sources de cyanures dans le port de Hamilton de 1997 à 2007, lors du rejet d’eaux de traitement et de refroidissement pendant la production d’acier (HH RAP TT 2010); toutefois, les rejets de ces installations ont considérablement diminué depuis 2002.

En vertu du Effluent Monitoring and Effluent Limits – Iron and Steel Manufacturing Sector Regulations (Règlement 214/95 de l’Ontario) (Ontario, 1990), certaines installations du secteur du fer et de l’acier doivent déclarer mensuellement leurs rejets de cyanures (en tant que charges de CNT) dans l’environnement récepteur au ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs (MECP) de l’Ontario. Les charges de cyanures peuvent être rapportées pour « l’effluent de procédé », pour « l’effluent d’eau de refroidissement non recyclée » (ERNR) ou pour « l’effluent combiné » (Ontario, 2020). Des concentrations environnementales estimées (CEE), basées sur celles de CNT, ont été calculées au moyen des concentrations annuelles moyennes calculées pour chaque circuit d’effluent en utilisant les données déclarées trimestriellement par l’industrie pour les années 2012 à 2016 (tableau 7-3) (Ontario, 2020) et en appliquant un facteur de dilution de 10 pour estimer les concentrations dans l’environnement aquatique. Il est présumé que la concentration ambiante de cyanures dans l’environnement est négligeable et aucune valeur « de fond » n’a été ajoutée au calcul de la CEE. Aucune mesure de CNDAFa ou de CNLibre n’était disponible pour le secteur sidérurgique.

Tableau 7-­3. CEE basées sur CNT pour le secteur de fabrication du fer et de l’acier de 2012 à 2016 (Ontario, 2020)
Sites Année Charge annuelle totale (kg)a CEE (effluent de procédé) (µg/L) CEE (effluent d’ERNR) (µg/L) CEE (effluent combiné) (µg/L)
1 2016 1 135 1,12 0,12 NR
1 2015 5 180 4,33 1,18 NR
1 2014 2 125 1,82 0,38 NR
1 2013 3 034 3,20 0,23 NR
1 2012 2 142 2,54 NR NR
2 2016 199 0,23 NR 0,18
2 2015 185 0,09 NR 0,19
2 2014 352 5,60 x 10-2 0 0,38
2 2013 297 0,31 0 0,27
2 2012 303 0,46 NR 0,27
3 2016 52 0,09 NR NR
3 2015 107 0,21 NR NR
3 2014 76 0,15 0,20 NR
3 2013 158 0,26 0,28 NR
3 2012 31 0,26 NR NR
4 2016 1 370 16,20 NR 2,25
4 2015 1 633 18,04 NR 3,81
4 2014 924 7,74 NR 3,42
4 2013 596 5,82 NR 2,83
4 2012 855 8,28 NR 2,19

Abréviations : ERNR, eau de refroidissement non recyclée; NR, non rapporté.
a Charge calculée en utilisant la charge annuelle moyenne basée sur les charges mensuelles déclarées au MECP de l’Ontario.

7.2.6 Sels de voirie

Des ferrocyanures peuvent être utilisés comme agents antiagglomérants dans des sels de voirie afin de prévenir leur agglomération (EC et SC, 2001). Les sels de voirie contenant des ferrocyanures sont appliqués comme agents de déglaçage sur des routes et des aires de stationnement dans de nombreuses provinces canadiennes (EC et SC, 2001; Exall et al., 2013) à la fin de l’automne, en hiver ou au printemps. Les trois cyanures les plus souvent utilisés comme antiagglomérants sont le ferrocyanure de tétrasodium et son décahydrate (NE CAS 13601-19-9), le ferrocyanure de potassium (NE CAS 13943-58-3) et le ferrocyanure ferrique (bleu de Prusse; NE CAS 14038-43-8) (EC et SC, 2001; Exall et al., 2011, Levelton Consultants, 2007, cité dans Exall et al., 2011). La teneur en ferrocyanure de tétrasodium par kilogramme de sel de voirie serait dans la gamme de 30 à 124 mg/kg de NaCl (EC et SC, 2001). Des données plus récentes indiquent une concentration inférieure de ferrocyanure de tétrasodium (de négligeable à 0,045 mg de ferrocyanure de tétrasodium/kg de NaCl) dans des échantillons prélevés par des administrations routières provinciales en Colombie-Britannique, en Alberta et au Manitoba, mais des concentrations plus élevées allant de 17 à 102 mg de ferrocyanure de tétrasodium/kg de NaCl ont été mesurées dans des échantillons prélevés en Ontario, au Québec, au Nouveau-Brunswick et à Terre-Neuve (Exall et al., 2013).

Le ferrocyanure de sodium se dissout dans l’eau et libère l’anion ferrocyanure Fe(CN)64- (EC et SC, 2001). Bien que l’anion ferrocyanure soit stable et peu toxique pour les organismes, en solution il peut être complètement dissocié par photolyse pour produire du cyanure libre (EC et SC, 2001; Exall et al., 2011). Des expériences de photolyse ont été réalisées sur trois échantillons d’eau de ruissellement des routes prélevés en 2012. Les échantillons ont été exposés à la lumière du soleil pendant une période de six heures par jour dans des conditions hivernales (p. ex., l’intensité lumineuse) et à des températures allant de -5 °C à -2 °C (Exall et al., 2013). Les résultats indiquent que l’anion ferrocyanure est converti en cyanure libre (exprimé en tant CNDAFa), avec des demi-vies allant de 2,2 à 3,9 heures (Exall et al., 2013). Du cyanure libre peut donc être libéré dans l’environnement en raison de la présence de ferrocyanures comme agents antiagglomérants dans des sels de voirie utilisés pendant la fin de l’automne, l’hiver et le printemps à des fins de déglaçage des routes et d’aires de stationnement.

En 2001, l’utilisation de ferrocyanures comme agents antiagglomérants a fait l’objet d’une étude dans le cadre de l’évaluation des sels de voirie de la Liste des substances d’intérêt prioritaire (EC et SC, 2001). Étant donné que les concentrations mesurées dans l’environnement étaient limitées, les concentrations de cyanure libre dans des eaux de ruissellement ont été modélisées et estimées dans la gamme de 0,0039 à 39 µg de CN-/L après une heure (EC et SC, 2001). Cette évaluation a permis de déterminer que des espèces sensibles de microorganismes aquatiques, de plantes aquatiques, d’invertébrés aquatiques et de vertébrés aquatiques présents dans les fossés au bord des routes et dans les cours d’eau dans des zones où des sels de voirie sont utilisés pourraient subir des effets nocifs en fonction de l’utilisation actuelle de ces sels (EC et SC, 2001). Le scénario modélisé suppose une dissociation incomplète de l’anion Fe(CN64- (dissociation maximale de 85 %), basée sur les résultats de Broderius et Smith (1980). Cependant, lors d’une étude plus récente, Kuhn et Young (2005) ont observé une dissociation complète de l’anion ferrocyanure et une dissociation partielle de Fe(CN)64- a été jugée incohérente avec d’autres modèles de réaction photolytique par Young et al. (2005).

Des concentrations de cyanures ont été mesurées aux États-Unis dans de la neige (CNT, non détecté à 270 µg/L), dans un cours d’eau urbain modifié pour l’adduction des eaux pluviales (CNT, non détecté à 45 µg/L) et dans des eaux de surface de quatre sites recevant les eaux de ruissellement de quatre installations de stockage de sel (CNT, non détecté à 200 µg/L; CNLibre, non détecté jusqu’à 96 µg/L) (Novotny et al., 1998; Ohno, 1989).

Au Canada, des concentrations de CNT et de CNDAFa ont été mesurées dans des égouts pluviaux, dans des eaux de ruissellement de routes, d’aires de stationnement ou d’installations de stockage de la neige, et dans des bassins de retenue d’eaux pluviales (Tableau 7-4). Les concentrations mesurées de CNT et de CNDAFa dépendent d’une variété de facteurs, dont la teneur en sel du produit antidérapant utilisé sur les routes, les LDM, la période entre l’application du sel de voirie et le prélèvement de l’échantillon, de même que les méthodes d’échantillonnage. Des concentrations élevées de CNT ont été mesurées aux endroits étudiés en Ontario. Cependant, de faibles concentrations de CNT ont été mesurées dans les eaux pluviales à un endroit de la ville d’Edmonton, où un mélange abrasif-sel à faible teneur en sel (7 %) était utilisé comme produit antidérapant (Novotny et al., 1998).

Tableau 7-4. Concentrations de CNDAFa et de CNT dans les égouts pluviaux et les eaux de ruissellement au Canada
Type d’échantillon (date) Endroit (taille de l’échantillon n) CNT médianea (gamme) (µg/L) CNDAFa médianea (gamme) (µg/L) Référence
Décharge d’égout pluvial Edmontonb (n=5) 3 à 7 S. O. Novotny et al., 1998
Eaux de ruissellement d’une aire de stationnement (substitut de déglaçage)c (2009) Mississauga (n=21) 55 (ND à 847) 5 (ND à 444) Exall et al., 2011
Eaux de ruissellement d’une aire de stationnementc (2009) Mississauga (n=46) 45,5 (ND à 415) 5 (ND à 80) Exall et al., 2011
Fonte nivale d’une installation de stockage de la neiged (2007 à 2008) Richmond Hill (n=61) 30 (ND à 551) 10 (ND à 29) Exall et al., 2011
Bassins de retenue d’eaux pluvialese (2008 à 2009) Peterborough, Richmond Hill, Toronto (n=65) 3 (ND à 49) 3 (ND à 36) Exall et al., 2011
Eaux de ruissellement du tablier d’un pont routier (2010 à 2012)f Burlington (n=24) 77 (28 à 245) 4 (ND à 17) Exall et al., 2013
Eaux de ruissellement d’une aire de stationnement (2010 à 2012)f Burlington (n=34) 92 (35 à 483) < 2 (2 à 24) Exall et al., 2013

Abréviations : ND = non détecté; NA = non accessible.
a La médiane pour Exall et al. (2011) a été calculée en convertissant des non-détections en moitié de la limite de détection.
b La ville d’Edmonton a utilisé un mélange d’abrasif-sel et de sel (teneur en sel de 7 % en poids) (Novotny et al., 1998).
c Les échantillons d’eaux de ruissellement d’aires de stationnement ont été prélevés lors de la première fonte nivale/du premier ruissellement après l’application de sel (Exall et al., 2011), de novembre 2008 à avril 2009; la LDM était de 10 µg/L pour CNT et CNDAFa.
d Des échantillons d’eau de ruissellement d’installation de stockage de la neige ont été prélevés quand la fonte avait lieu, des jours ou des semaines après l’application du sel de voirie (Exall et al., 2011), de janvier 2007 à avril 2008; la LDM était de 20 µg/L pour CNT et CNDAFa.
e Les échantillons d’eau des bassins de retenue d’eaux pluviales ont généralement été prélevés au printemps et en été, des mois après l’application de sel de voirie (Exall et al., 2011). La LDM pour le CNT et le CNDAFa dans ces bassins était de 17 µg/L et a été abaissée à 6 µg/L au cours de l’étude.
f Les échantillons d’eau de ruissellement d’aires de stationnement et de tabliers de ponts routiers ont été prélevés de décembre 2010 à avril 2011 et de décembre 2011 à avril 2012 (Exall et al., 2013).

Dans l’étude d’Exall et al. (2011), une méthode colorimétrique a été utilisée pour analyser les concentrations de CNDAFa et la LDM a varié de 6 à 20 µg/L au cours de l’étude dans les différentes matrices d’échantillons. Environ 40 % des échantillons d’eau de ruissellement d’aires de stationnement avaient des concentrations de CNDAFa supérieures à la LDM de 10 µg/L et, étant donné que ces eaux de ruissellement étaient rejetées directement dans un ruisseau adjacent, elles constituent une source de cyanure libre dans l’environnement. Le faible pourcentage des échantillons d’eau de fonte nivale (11 %) et d’eau de bassins de retenue d’eaux pluviales (6 %) excédant la LDM de CNDAFa comparativement aux eaux de ruissellement d’aires de stationnement pourrait être expliqué par différents LDM ou la période plus longue entre l’application du sel de voirie et l’échantillonnage (des semaines ou des mois) ou par une dilution. Une période plus longue pourrait avoir permis une plus grande photolyse de ferrocyanures et une plus grande volatilisation subséquente du HCN, conduisant à une diminution globale des mesures de CNDAFa (Exall et al., 2011).

Les concentrations médianes de CNDAFa de 4 et de moins de 2 µg/L mesurées dans les eaux de ruissellement d’un pont routier et d’une aire de stationnement à Burlington de 2010 à 2012 (Exall et al., 2013) suggèrent des concentrations de CNDAFa plus faibles que celles qui avaient été mesurées précédemment dans les eaux de ruissellement d’une aire de stationnement à Mississauga (Exall et al., 2011). Toutefois, en se basant sur les concentrations de CNT dans les eaux de ruissellement (médiane de 92 µg/L), les auteurs suggèrent que la procédure d’échantillonnage utilisée pendant l’étude de 2010 à 2012 était inadéquate pour le prélèvement d’échantillons destinés à des analyses de CNDAFa et que ceci expliquerait probablement les plus faibles concentrations de CNDAFa mesurées lors de cette étude (Exall et al., 2013).

Des résultats récents des deux études d’Exall et al. (2011, 2013) sont considérés comme des scénarios d’exposition réalistes pour les rejets de cyanure libre dans l’environnement dus à des eaux de ruissellement de routes sur lesquelles des sels de voirie avaient été appliqués durant l’hiver et le printemps. Des CEE dans l’environnement aquatique récepteur ont été calculées en appliquant un facteur de dilution de 10 aux concentrations de cyanure (médiane et gamme) mesurées dans les eaux de ruissellement des aires de stationnement de Mississauga et Burlington et aux concentrations mesurées dans les eaux de ruissellement de routes. On présume que la concentration ambiante de cyanures était négligeable, et aucune valeur « de fond » n’a été ajoutée au calcul des CEE.

7.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

Le volet environnement de la présente évaluation préalable porte sur le cyanure libre, constitué de l’anion cyanure (CN-) et d’acide cyanhydrique (HCN), ainsi que sur les précurseurs du cyanure libre, dont les 10 cyanures désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation. Divers éléments de preuve permettant de déterminer le potentiel des cyanures à causer des dommages dans l’environnement canadien ont été pris en compte et nos conclusions ont été tirées en suivant une approche basée sur le poids de la preuve et le principe de précaution. Les éléments de preuve pris en compte comprennent ceux qui appuient la caractérisation du risque écologique dans l’environnement canadien, y compris les sources d’exposition au cyanure, les résultats des calculs du quotient de risque (QR) pour les principaux scénarios d’exposition et les renseignements sur le devenir, la persistance et la toxicité.

7.3.1 Analyse des quotients de risque

Nous avons réalisé pour le milieu aquatique une analyse des quotients de risque (QR), intégrant des concentrations mesurées et des estimations d’exposition avec des renseignements sur la toxicité chronique, afin de déterminer s’il existe un potentiel d’effets nocifs sur l’environnement au Canada. Les QR pour les trois scénarios d’exposition décrits à la section 7.3 sont présentés dans le tableau 7-5. Les QR ont été calculés en comparant les CEE, calculées pour les secteurs de l’exploitation minière des métaux et de la sidérurgie et pour l’application de sels de voirie contenant du ferrocyanure (eaux de ruissellement d’aires de stationnement et de routes), aux CESE (1,7 µg/L de HCN) à long terme pour les organismes aquatiques. La CESE à long terme a été utilisée pour l’analyse des QR, car dans le cas de ces trois scénarios d’exposition, les rejets devraient être soit continus (exploitation minière de métaux précieux et aciéries intégrées), soit survenir pendant plusieurs jours ou semaines et conduire à une exposition à du cyanure libre pendant des périodes plus représentatives d’une exposition chronique.

Dans la mesure du possible,on a utilisé les CEE basées sur le CNLibre et le CNDAFa pour calculer les QR. Cependant, conformément à la disponibilité des données, la plupart des QR ont été calculés à l’aide de CEE basées sur le CNT. Bien que l’utilisation des concentrations de CNT puisse surestimer l’exposition au cyanure libre, cette approche a été adoptée étant donné les incertitudes des données.

Tableau 7­-5. Quotients de risques (QR) calculés pour les eaux de surface basés sur une CESE de 1,7 µg/L de HCN pour des scénarios d’exposition dans trois secteurs d’activité
Secteur Détails CEE (µg/L; gamme) Gamme des QR Gamme des CEE médianes (µg/L) Gamme des QR médians
Mines de métaux 1 sitea (CNDAFa) S. O. S. O. 4,8 2,82
Mines de métaux 41 sites (utilisateurs de cyanure uniquement; sites d’exposition uniquement; CNT)b < LDM à 447 0,03 à 265 0,5 à 14 0,3 à 8,3
Mines de métaux 9 sites (utilisateurs de cyanure uniquement; sites d’exposition uniquement; CNT)c < LDM à 439 0,15 à 259,8 1 à 14 0,6 à 8,3
Production de fer et d’acier 4 sites (effluent de procédé uniquement; CNT) 0,06 à 18,0 0,03 à 10,6 0,21 à 8,28 0,13 à 4,9
Eaux de ruissellement de sels de voirie (aires de stationnement) 3 sites (CNT) 0,5 à 84,7 0,3 à 50,1 4,5 à 9,2 2,7 à 5,4
Eaux de ruissellement de sels de voirie (aires de stationnement) 2 sites (CNDAFa) 0,5 à 44,4 0,3 à 26,3 0,5 0,3
Eaux de ruissellement de sels de voirie (routes) 1 site (CNT) 0,3 à 24,5 0,16 à 14,5 7,7 4,5

Abréviations : LDM, limite de détection de la méthode; S. O., sans objet; CEE, concentration environnementale estimée; CNT, cyanure total; CNDAFa, cyanure dissociable par un acide faible.
a Ce site correspond au site 8 du tableau 7-2.
b Ces sites correspondent aux utilisateurs de CN dans la figure 7-2.
c Ces sites correspondent à la figure 7-3 et sont inclus dans les 41 sites miniers de la figure 7-2.

7.3.2 Prise en compte des éléments de preuve

Le devenir et le comportement des cyanures dans l’environnement sont complexes. Une fois rejetés dans le milieu aquatique, les cyanures peuvent se dissocier et libérer du cyanure libre (HCN et CN-). Le HCN peut alors se volatiliser, être biodégradé ou former des complexes de stabilité variable avec de nombreux métaux, parmi une série d’autres processus de transformation. Sur la base des renseignements disponibles, le HCN n’est pas persistant dans l’eau; cependant, il est considéré comme persistant dans l’air. Les ferrocyanures sont considérés comme persistants dans les sols et les sédiments. Le cyanure libre et ses précurseurs ne sont pas considérés comme bioaccumulatifs.

Le cyanure libre est très dangereux pour les organismes aquatiques, et une exposition chronique à de faibles concentrations peut avoir des effets nocifs (CESE = 1,7 µg de HCN/L).

Les mesures environnementales de CNLibre et de CNDAFa constituent l’élément de preuve le plus direct pour évaluer les effets nocifs potentiels sur l’environnement liés à l’utilisation, à la fabrication fortuite et au rejet de cyanures. Cependant, ces mesures ne sont pas largement disponibles, notamment par rapport au CNT, qui est plus couramment mesuré. Les concentrations mesurées de CNT comprennent les espèces CNLibre et CNDAFa, mais aussi les espèces CNDAFo qui présentent une toxicité moindre que le HCN. L’approche consistant à baser les CEE sur les mesures de CNT est potentiellement prudente, car elle peut surestimer le potentiel de toxicité (Redman et Santore, 2012). Néanmoins, il existe de nombreuses preuves montrant que les espèces de CNDAFo peuvent se transformer dans l’environnement et qu’elles peuvent donc constituer un réservoir potentiel de cyanure libre qui pourrait contribuer aux effets nocifs sur l’environnement causés par le cyanure libre à proximité de sources ponctuelles.

Dans le secteur des mines de métaux, et plus précisément celui de l’exploitation minière de l’or et des métaux précieux, certaines installations utilisent de grandes quantités de NaCN pour la récupération des métaux. En vertu du REMMMD, les installations qui utilisent des cyanures dans leur procédé déclarent les concentrations dans leurs effluents et surveillent les concentrations de CNT dans l’environnement récepteur dans le cadre des ESEE. Dans certains cas, le CNDAFa et le CNLibre sont également déclarés. Les cyanures présents dans l’effluent peuvent être traités au moyen de systèmes d’atténuation passive ou de traitement actif (p. ex. biodégradation ou oxydation) avant le rejet. À six sites, les concentrations moyennes ou médianes de CNDAFa et de CNLibre dans les zones recevant des effluents semblent dépasser la CESE (tableau 7-2). Toutefois, l’ensemble de données présente plusieurs incertitudes, telles que la petite taille des échantillons et, à l’exception d’un site, une faible fréquence de détection. Les concentrations dans les zones de référence correspondantes étaient comparables et dépassaient également la CESE. Les données de surveillance du CNT étaient, par comparaison, plus facilement disponibles, et le CNT était fréquemment détecté dans l’environnement récepteur à des concentrations supérieures à la CESE. Ces données ont tendance à montrer des concentrations de cyanure plus élevées (CNLibre/CNDAFa et CNT) dans les échantillons d’eau recevant les effluents des activités minières et dans des concentrations qui laissent penser qu’il existe un potentiel d’effets nocifs sur l’environnement avec les rejets de cyanure de certaines installations de ce secteur.

Des cyanures sont produits fortuitement par les aciéries intégrées lors des activités de cokéfaction et de fonte. Les charges de CNT rejetées dans l’effluent par les aciéries intégrées sont déclarées mensuellement au MECP de l’Ontario. Elles indiquent que les concentrations de cyanures prévues près des points de rejet de divers circuits continus d’effluent par certaines installations peuvent dépasser la CESE et sont susceptibles d’entraîner des effets nocifs pour l’environnement compte tenu des rejets de cyanures de certaines installations dans ce secteur.

Un certain nombre de cyanures de fer et, surtout, de ferrocyanures sont utilisés comme agents antiagglomérants dans les produits de déglaçage appliqués sur les routes et les aires de stationnement dans un certain nombre de provinces canadiennes. Des études récentes réalisées au Canada (Exall et al., 2011, 2013) confirment que les ferrocyanures peuvent être rapidement dissociés pour former du cyanure libre une fois les produits de déglaçage appliqués aux routes et aux aires de stationnement. Les CEE basées sur des concentrations de CNT ou de CNDAFa mesurées dans les eaux de ruissellement d’aires de stationnement et de routes au Canada indiquent que cette activité peut causer des effets nocifs sur les organismes aquatiques si ces eaux sont rejetées directement dans des eaux de surface. Ces résultats sont conformes à ceux de l’évaluation de 2001 des sels de voirie basée sur des rejets modélisés. Cette évaluation a permis de déterminer qu’aux quantités utilisées de sels de voirie, des espèces sensibles de microorganismes aquatiques, de plantes aquatiques, d’invertébrés aquatiques et de vertébrés aquatiques présentes dans les fossés le long des routes ou dans des cours d’eau dans les zones d’utilisation de sels de voirie pourraient subir des effets nocifs potentiels (EC et SC, 2001).

7.3.3 Sensibilité de la conclusion à l’égard des principales incertitudes

La plupart des mesures environnementales des cyanures disponibles pour cette évaluation écologique concernaient CNT. Il n’a pas été possible d’estimer de manière fiable la teneur en CNDAFa et en CNLibre dans une mesure donnée de CNT. Selon les conditions environnementales locales, le CNT peut fournir une mesure prudente du CNLibre dans l’environnement et une surestimation du risque. Cependant, comme le devenir des cyanures dans l’environnement est complexe et dépend d’une variété de processus propres au site qui influencent la répartition, la mesure dans laquelle cette incertitude peut entraîner une surestimation du risque potentiel est indéterminée.

Lorsque le CNDAFa et le CNLibre ont été mesurés, il était important de choisir le bon moment et les bonnes méthodes d’échantillonnage. En effet, le HCN peut se volatiliser des échantillons si les méthodes de prélèvement sont inappropriées, comme l’ont supposé Exall et al. (2013). Cela pourrait conduire à une sous-estimation des concentrations dans l’environnement, et donc à une sous-estimation du risque pour l’environnement. De plus, le moment du prélèvement de l’échantillon est important pour mesurer le CNDAFa ou le CNLibre, car le taux de photolyse peut varier tout au long de la journée.

En ce qui concerne l’analyse des cyanures, les limites de détection élevées, excédant souvent la CESE à long terme pour les eaux de surface, constituent une autre source d’incertitude. Les mesures considérées comme des non-détections ont été transformées en moitiés de la limite de détection et, dans certains cas, ces valeurs excédaient la CESE de 1,7 µg de HCN/L. Une non-détection ne signifie pas forcément que l’échantillon était complètement exempt de cyanure libre ou d’autres cyanures, et il est donc difficile de déterminer avec précision combien d’échantillons excédaient la CESE. On utilise couramment l’approche de la moitié de la limite de détection pour traiter les non-détections. On a exploré d’autres méthodes pour générer des statistiques descriptives pour les ensembles de données contenant des mesures de non-détection décrites par Helsel (2012) et Bolks et al. (2014). Pour les ensembles de données comportant moins de 80 % de non-détections, les estimations des CEE moyennes et médianes ont été générées en utilisant les méthodes de Kaplan-Meier, d’estimation de vraisemblance maximale ou de régression robuste sur les statistiques d’ordre, en fonction de leurs distributions, de la taille des échantillons, des proportions de données sur les non-détections et du nombre de LMD. Les résultats des autres méthodes ont eu tendance à montrer une plus grande différence dans les CEE moyennes et médianes entre les zones exposées et les zones de référence correspondantes.

L’ensemble de données sur la toxicité chronique (à long terme) pour le milieu aquatique a permis de dériver une CESE en utilisant une approche de DSE conformément au protocole du CCME (CCME, 2007). Toutefois, l’interprétation de certains paramètres différait du rapport de l’ECETOC (2007). Alors que les concentrations rapportées dans les études de Bringmann et Kuhn (1978) ont été interprétées comme étant pour le KCN et ensuite converties en CN- dans le document de l’ECETOC (2007), dans le présent rapport, ces concentrations ont été interprétées comme étant déjà rapportées en CN- et seulement converties en HCN.

Il existe des incertitudes quant aux concentrations de fond potentielles de cyanures dans les eaux de surface canadiennes et quant à la fluctuation saisonnière des concentrations de CNT. Les cyanures sont généralement surveillés à proximité des sources anthropiques et les résultats pour les zones vierges étaient rarement disponibles. Un certain nombre de mesures de CNT détectées (20 %), recueillies dans des zones de référence par des utilisateurs de cyanure dans le cadre des dispositions relatives à l’ESEE, étaient supérieures à la CESE. Ces concentrations élevées dans les zones de référence pourraient s’expliquer par des facteurs de confusion tels que la prolifération d’algues ou les feux de forêt, ou par des problèmes d’échantillonnage et d’analyse. Par exemple, les sulfures, les nitrates et les nitrites peuvent donner des interférences positives et devraient être éliminés de l’échantillon avant l’analyse (BC MOE 1986; OI Analytical, 2012).

8. Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

Pour l’évaluation des risques pour la santé humaine, les 10 substances déterminées d’intérêt prioritaire ont été classées en deux sous-groupes : cyanures libres/simples (HCN et NaCN) et complexes métal-cyanure. Ce dernier sous-groupe a lui-même été divisé en complexes or-cyanure ou argent-cyanure (dicyanoargentate de potassium, dicyanoaurate de potassium); complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (ferrocyanure de tétrasodium, ferricyanure de tripotassium, ferrocyanure de tétrapotassium); et en complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer (ferrocyanure ferrique, ferrocyanure ferrique d’ammonium, ferrocyanure ferrique de potassium).

8.1 Évaluation de l’exposition

Dans la présente section, nous discutons des expositions potentielles aux cyanures libres/simples et à certains complexes métal-cyanure dues aux milieux naturels, aux aliments et à l’utilisation de produits. Du cyanure libre et des précurseurs de ce cyanure libre sont rejetés par des sources naturelles et anthropiques dans les milieux naturels. Certains cyanures sont présents dans des produits offerts aux consommateurs, dont des produits de santé naturels (PSN), des cosmétiques et des pesticides. Certains d’entre eux sont des additifs alimentaires approuvés ayant des utilisations autorisées limitées, peuvent être utilisés comme composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, et peuvent entrer dans la composition d’un additif indirect utilisé dans les établissements de transformation alimentaire. Les utilisations non confidentielles signalées en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2013) sont présentées à la section 4.3. Il existe peu de données sur l’exposition propre au numéro CAS. Les recherches d’Environnement et Changement climatique Canada ont permis de mesurer le HCN dans l’air ambiant, et Santé Canada a quantifié le cyanure total (CNT) dans les réseaux de distribution d’eau potable et dans le régime alimentaire canadien.

Les données de biosurveillance du National Health and Nutrition Examination Survey des États-Unis sur le thiocyanate (SCN), le principal métabolite du cyanure chez l’humain, dans l’urine ont été considérées comme un biomarqueur de l’exposition au cyanure libres/simples pour cette évaluation de l’exposition (CDC, 2015). Un critère important pour déterminer l’adéquation d’un biomarqueur à une évaluation des risques est la spécificité du marqueur pour le composé chimique à l’étude (Aylward et al., 2008; Hays et al., 2008). À la suite d’une évaluation plus poussée, nous avons déterminé que le SCN urinaire n’était pas un biomarqueur adéquat de l’exposition au cyanure libre, en raison des concentrations relativement élevées de SCN ou de précurseurs de SCN dans le régime alimentaire en Amérique du Nord (Kirman et al., 2018).

Pour les voies d’exposition pertinentes, nous donnons pour le sous-groupe des cyanures libres/simples des estimations plus précises de l’exposition au cyanure libre, et pour les complexes fer-cyanure à un seul atome de fer, des valeurs estimatives de la limite supérieure de l’exposition potentielle due à des produits offerts aux consommateurs.

Complexes métal-cyanure – complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (ferrocyanure de tétrasodium, ferricyanure de tripotassium et ferrocyanure de tétrapotassium)

Milieux de l’environnement et aliments

Les concentrations de cyanure dans les milieux naturels et les aliments sont généralement rapportées en tant que cyanure total ou HCN. En raison de la photodissociation des ferricyanures et ferrocyanures lorsqu’ils sont exposés à la lumière UV, il n’existe aucune étude sur les concentrations mesurées de ferrocyanure de tétrasodium, de ferricyanure de tripotassium ou de ferrocyanure de tétrasodium dans les milieux naturels au Canada. Les complexes métal-cyanure à l’étude dans cette évaluation préalable ont une volatilité négligeable et ne sont donc pas présents dans l’air dans la phase gazeuse. Des complexes métal-cyanure particulaires peuvent être présents dans l’air, mais les concentrations mesurées dans l’air ambiant, l’air intérieur ou la poussière domestique pertinentes pour la population générale ne sont pas disponibles.

Des complexes fer-cyanure peuvent être potentiellement présents dans l’eau potable et le sol. Quand du cyanure libre est introduit dans l’eau ou le sol, la formation de complexes fer-cyanure est favorisée en raison de l’abondance du fer dans l’environnement et de la forte affinité du fer avec le CN- (Dzombak et al., 2006a). Toutefois, en raison de la photolyse des ferricyanures et des ferrocyanures lorsqu’ils sont exposés à la lumière UV, les ferrocyanures présents dans les eaux d’une profondeur supérieure à 50 à 100 centimètres et dans les couches superficielles du sol sont susceptibles de se dissocier et de libérer du CN- (Broderius et Smith, 1980; Little et Calfee, 2000, 2002, 2003; Johnson et al., 2015). Des quantités importantes de ferrocyanures sont présentes aux États-Unis dans les sols entourant les sites Superfund et d’anciennes usines de gaz manufacturé où du cyanure a été rejeté (ATSDR, 2006). Les sels de ferrocyanure, dont le plus prédominant est le ferrocyanure de tétrasodium, sont utilisés dans des sels de voirie au Canada comme agents antiagglomérants, afin que les concentrations dans le sol et les eaux de surface puissent être plus importantes à proximité des routes (EC et SC, 2001, Exall et al., 2011, 2013). Les concentrations environnementales estimées dans le sol (CEEsol) de cyanure, dont on présume qu’il est libéré par la photodégradation du ferrocyanure, sont présentées dans le document sur l’évaluation des sels de voirie de la LSIP (EC et SC, 2001). En se basant sur les hypothèses faites pour le CEEsol de la pire éventualité lors de la phase 1 de la LSIP et sur des taux d’ingestion de sol par défaut dus pour un enfant (0,5 à 4 ans), les absorptions de ferrocyanure de tétrasodium par le sol devraient être minimes.

Au Canada, le ferrocyanure de tétrasodium et le ferrocyanure de tétrapotassium sont approuvés comme additifs alimentaires pour un nombre limité d’utilisations dans un petit nombre de catégories d’aliments (p. ex. le sel, le sel dendritique et le vin), tel que stipulé dans la Liste des agents antiagglomérants autorisés et la Liste des additifs alimentaires autorisés ayant d’autres utilisations généralement acceptées, qui sont respectivement incorporées à titre de référence dans l’Autorisation de mise en marché d’additifs alimentaires comme agents antiagglomérants et dans l’Autorisation de mise en marché d’additifs alimentaires ayant d’autres utilisations acceptées, émises en vertu de la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 1978, 1985). L’exposition alimentaire au ferrocyanure de tétrapotassium due à son utilisation comme agent de collage dans le vin devrait être négligeable et, étant donné la manière dont il est utilisé, il ne devrait pas être présent dans le produit final consommé. L’exposition due à d’autres utilisations d’additif autorisées devrait être minimale. Le ferrocyanure de tétrasodium peut être utilisé comme composant d’un additif indirect utilisé dans les établissements de transformation des aliments, sans qu’aucune exposition ne soit prévue (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, mars 2016; source non citée).

Produits offerts aux consommateurs

Le ferrocyanure de tétrasodium et son sel décahydrate sont répertoriés dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) avec un rôle non médicinal pour une utilisation comme agent antiagglomérant chez les PSN, ainsi qu’avec une dose journalière acceptable (DJA) allant jusqu’à 0,025 mg/kg p.c./jour. Le ferrocyanure de tétrasodium est répertorié comme étant présent en tant qu’ingrédient non médicinal dans un nombre limité de PSN oraux et topiques dans la Base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH) (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, mars 2016; source non citée).

On utilise le ferrocyanure de tétrasodium dans un nombre limité de cosmétiques, en vente en ligne uniquement, au Canada : un produit de sel de bain dont la concentration ne dépasse pas 0,10 % et une crème antirides dont la concentration est de 0,0001 % (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux (DSPCPD) de SC au BERSE de SC, 12 avril 2017; source non citée). Aucune donnée sur l’absorption dermique des ferrocyanures n’est disponible. Toutefois, les résultats d’études d’absorption par voie orale réalisées avec des composés radiomarqués indiquent une absorption intestinale minimale (Nielsen et al., 1990a). L’absorption dermique devrait être nettement inférieure à l’absorption par voie orale (si on se base sur les propriétés physico-chimiques et la masse moléculaire). Étant donné les faibles concentrations de ferrocyanure de tétrasodium dans ces produits, la faible absorption dermique anticipée de cette substance et les profils d’utilisation de ces deux produits, l’exposition de la population générale du Canada au ferrocyanure de tétrasodium due aux cosmétiques devrait être négligeable.

Le ferrocyanure de tétrapotassium est inscrit dans la BDIPSN avec un rôle non médicinal pour utilisation comme agent antiagglomérant dans des PSN, ainsi qu’avec une DJA jusqu’à 0,025 mg/kg p.c./jour calculée comme du ferrocyanure de sodium. Toutefois, il n’est pas inscrit dans la BDPSNH comme étant présent en tant que tel dans des PSN. Le ferrocyanure de tétrapotassium, en tant que kali ferrocyanatum, est également inscrit dans la BDIPSN avec un rôle homéopathique pour utilisation comme ingrédient médicinal dans des produits homéopathiques avec une puissance homéopathique minimale de trois fois (3X) (correspondant à une concentration maximale de 10-3). Il est inscrit comme étant présent en tant que tel dans un nombre limité de PSN oraux autorisés comme médicaments homéopathiques dans la BDPSNH (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, mars 2016; source non citée).

Nous n’avons trouvé aucune preuve d’une exposition de la population générale du Canada au ferricyanure de tripotassium due à l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs. Une exposition dermique au ferricyanure de tripotassium peut avoir lieu lors de l’utilisation de réducteur de Farmer pour la retouche de photographies (MSDS, 2009), mais elle serait limitée aux amateurs ayant des aptitudes spécialisées et, donc, il ne devrait pas y avoir d’exposition de la population générale.

Complexes métal-cyanure – complexes à plusieurs atomes de fer (ferrocyanure ferrique, ferrocyanure ferrique d’ammonium, ferrocyanure ferrique de potassium)

Milieux de l’environnement et aliments

Les concentrations de cyanure dans les milieux naturels et les aliments sont généralement rapportés en tant que cyanure total ou HCN. En raison de la photodissociation des ferricyanures et ferrocyanures lorsqu’ils sont exposés à la lumière UV, il n’existe aucune étude sur les concentrations mesurées de ferrocyanure ferrique, de ferrocyanure ferrique d’ammonium ou de ferrocyanure ferrique de potassium dans les milieux naturels au Canada. Les complexes métal-cyanure à l’étude dans cette évaluation préalable ont une volatilité négligeable et ne sont donc pas présents dans l’air dans la phase gazeuse. Des complexes métal-cyanure particulaires peuvent être présents dans l’air, mais les concentrations mesurées dans l’air ambiant, l’air intérieur ou la poussière domestique pertinentes pour la population générale ne sont pas disponibles.

Des complexes fer-cyanure peuvent être potentiellement présents dans l’eau potable et le sol. Quand du cyanure libre est introduit dans l’eau ou le sol, la formation de complexes fer-cyanure est favorisée en raison de l’abondance du fer dans l’environnement et de la forte affinité du fer avec le CN- (Dzombak et al., 2006a). Toutefois, en raison de la photolyse des ferricyanures et des ferrocyanures lorsqu’ils sont exposés à la lumière UV, les ferrocyanures présents dans les eaux d’une profondeur supérieure à 50 à 100 centimètres et dans les couches superficielles du sol sont susceptibles de se dissocier et de libérer du CN- (Broderius et Smith, 1980; Little et Calfee, 2000; 2002, 2003; Johnson et al., 2015). Des quantités importantes de ferrocyanures sont présentes aux États-Unis dans les sols entourant les sites Superfund et d’anciennes usines de gaz manufacturé où du cyanure a été rejeté (ATSDR, 2006). On utilise du ferrocyanure ferrique comme agent antiagglomérant dans les sels de voirie au Canada; les concentrations dans le sol et les eaux de surface peuvent donc être plus élevées à proximité des routes sur lesquelles on applique ces sels (EC et SC, 2001, Exall et al., 2011, 2013, voir la section 7.2.6).

Au Canada, il a aussi été montré que l’on utilise du ferrocyanure ferrique ou du ferrocyanure ferrique d’ammonium pour certaines utilisations comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, pour lesquelles il n’y a pas de contact direct avec les aliments (communication personnelle, courriels de la DGAPS de SC au BERSE, mars 2016; source non citée).

Produits disponibles pour les consommateurs

Le ferrocyanure ferrique est inscrit dans la BDIPSN avec un rôle non médicinal pour utilisation topique uniquement comme additif colorant dans des PSN et est inscrit dans la BDPSNH comme étant présent en tant qu’ingrédient non médicinal dans un nombre limité de PSN topiques. Le ferrocyanure ferrique, en tant que ferrum cyanatum, est aussi inscrit dans la BDIPSN avec un rôle homéopathique pour utilisation comme ingrédient médicinal dans des produits homéopathiques, avec une puissance minimale d’une fois (1X) (correspondant à une concentration maximale de 10-1). Toutefois, ce composé n’est pas inscrit en tant que tel dans des PSN dans la BDPSNH. Le ferrocyanure ferrique d’ammonium est inscrit dans la BDIPSN avec un rôle non médicinal pour utilisation topique uniquement comme additif colorant et est inscrit comme étant présent en tant que tel dans un nombre limité de PSN topiques dans la BDPSNH (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, mars 2016; source non citée).

Le ferrocyanure ferrique et le ferrocyanure ferrique d’ammonium sont largement utilisés comme pigments/colorants dans des produits de soins personnels (Environnement Canada, 2013; communication personnelle de la DSPC de SC au BERSE de SC, 11 janvier 2016; source non citée) et dans des peintures et revêtements (Environnement Canada, 2013). Le ferrocyanure ferrique et le ferrocyanure ferrique d’ammonium ont été mentionnés dans des fiches signalétiques (FS) de produits de réparation pour automobile (remplisseurs, mastics, durcisseurs) disponibles pour le public au Canada, à des concentrations allant de 1 à 5 % (MSDS, 2011a; MSDS, 2012a,b,c; MSDS, 2014).

En se basant sur les profils d’utilisation de ces produits, l’exposition de la population générale au ferrocyanure ferrique ou au ferrocyanure ferrique d’ammonium devrait principalement survenir par voie dermique. Les résultats d’études d’absorption par voie orale réalisées au moyen de composés radiomarqués indiquent que l’absorption intestinale est minime (environ 0,5 %) pour ces substances (Nielsen et al., 1990a). L’absorption par voie dermique devrait être substantiellement inférieure à celle par voie orale (en se basant sur les propriétés physico-chimiques et la masse moléculaire).

Le ferrocyanure ferrique de potassium, un analogue du ferrocyanure ferrique et du ferrocyanure ferrique d’ammonium, n’a été déterminé dans aucun produit utilisé par la population générale du Canada. Le ferrocyanure ferrique de potassium a été déterminé dans une marque de marqueur pour métaux pouvant être acheté en ligne au Canada (MSDS, 2011b) à des fins industrielles/professionnellesNote de bas de page 9 . L’exposition de la population générale au ferrocyanure ferrique de potassium ne devrait pas avoir lieu.

Sous-groupe des complexes or-cyanure ou argent-cyanure (dicyanoargentate de potassium et dicyanoaurate de potassium)

Il n’existe aucune étude ayant fait état des concentrations mesurées de dicyanoargentate de potassium ou de dicyanoaurate de potassium dans des milieux naturels au Canada, probablement en raison de la photodissociation de ces substances en CN- lorsqu’elles sont exposées à la lumière UV. Ni le dicyanoargentate ni le dicyanoaurate de potassium n’a été déterminé comme ingrédient dans des produits disponibles pour les consommateurs. Le dicyanoargentate de potassium et le dicyanoaurate de potassium sont largement utilisés comme réactifs d’électroplacage pour la production de revêtements d’or ou d’argent sur des bijoux, des composants électriques, des couverts, de la vaisselle et d’autres produits de consommation, au cours desquels ils sont réduits en cations chargés positivement déposés sur le métal de base (Kohl, 2010; Schlesinger, 2010; Brumby et al., 2012; Renner et al., 2012). Par conséquent, l’utilisation de ces substances comme réactifs d’électroplacage ne devrait pas être une source d’exposition pour la population générale.

Sous-groupe des cyanures libres/simples (acide cyanhydrique et cyanure de sodium)

Milieux de l’environnement et aliments

NaCN est un sel de cyanure simple qui se dissocie facilement en cyanure libre en solution aqueuse (ADGH, 2010) et qui devient protoné à un pH physiologique ou environnemental pour donner du HCN. Le NaCN est utilisé en grandes quantités industriellement (p. ex. pour l’exploitation minière de l’or et l’électroplacage) au Canada et, dans une mesure limitée, dans certains produits antiparasitaires (voir la section 4). L’exposition humaine au NaCN peut avoir lieu sur le lieu de travail ou lors de rejets accidentels/fortuits lors de sa production, de son stockage, de son transport, de son utilisation ou de l’élimination de résidus après son utilisation (ADGH, 2010). Les concentrations de cyanure dans l’air sont habituellement rapportées en tant que HCN et dans d’autres milieux naturels et dans les aliments en tant que cyanure total (CNT)Note de bas de page 10 .

Air extérieur

Du HCN est rejeté dans l’air par volatilisation directe ou à la suite de la combustion incomplète de substances/polymères contenant de l’azote (ATSDR, 2006). Il existe de nombreuses sources ponctuelles ou diffuses de rejet de HCN dans l’air, dont les installations industrielles, les feux de forêt ou de bâtiment et les émissions des véhicules. La présence de HCN a été notée à des altitudes troposphériques moyennes ou élevées (ATSDR, 2006, LeBreton et al., 2013, Rinsland et al., 2007) et à plus faible altitude dans des zones suburbaines (Knighton et al., 2009) et rurales (Ambrose et al., 2012). Les concentrations atmosphériques urbaines peuvent être élevées, en particulier dans des zones dominées par la circulation automobile.

Il n’existe pas de norme de qualité de l’air pour le HCN au Canada. Toutefois, la province de l’Ontario a établi des critères de qualité de l’air ambiant (CQAA) qui sont de 0,0008 mg/m3 (environ 7 ppb) pour la moyenne sur 24 h et de 0,024 mg/m3 (environ 20 ppb) pour la concentration semi-horaire au point de contact, respectivement (Moussa et al., 2016a). À Toronto, les concentrations atmosphériques moyennes de HCN sur 24 h ont excédé les CQAA pendant trois jours sur une période de 16 jours consécutifs pendant l’été 2013 (Moussa et al., 2016a), atteignant un pic de 0,0131 mg/m3 (environ 11 ppbv) durant une des journées d’échantillonnage (Moussa et al., 2016b), avec une moyenne de 0,00411 mg/m3 (3,45 ppbv) pendant la période à l’étude (Moussa et al., 2016a). Les concentrations atmosphériques de HCN rapportées par Moussa et al. (2016a, 2016b) étaient supérieures d’un à deux ordres de grandeur à celles rapportées lors d’études précédentes (Knighton et al., 2009, Ambrose et al., 2012), dans lesquelles on a fait état de concentrations atmosphériques ambiantes de fond de HCN. Ces différences sont probablement dues aux différents lieux d’échantillonnage dans les deux études et aux difficultés d’analyse de la résolution de masse dans l’étude de Knighton et al. (Moussa et al., 2016a, 2016b). Knighton et al. (2009) ont déclaré des concentrations atmosphériques de HCN mesurées en continu pendant une période de deux semaines près d’une autoroute dans une zone suburbaine de Boston, allant de < 0,0001 à 0,0007 mg/m3  (< 0,1 à 0,6 ppbv), alors qu’Ambrose et al. (2012) ont déclaré une concentration atmosphérique moyenne de 0,00043 mg/m3  (0,36 ppbv) de HCN mesurée en continu à une hauteur de 24 mètres dans une région rurale du New Hampshire près d’une forêt de pins/feuillus.

Air intérieur

Une seule étude publiée rapporte des concentrations de HCN dans l’air intérieur, à Hambourg, en Allemagne (Klus et al., 1987). L’étude consistait à comparer les concentrations de HCN dans l’air intérieur de lieux où l’on fumait ou non. Les concentrations dans les zones sans fumée (deux maisons, deux restaurants, une voiture) allaient de non détectées à 0,027 mg/m3 (22,7 ppb), avec une moyenne de 0,0108 mg/m3 (9,1 ppb). Toutefois, en raison des limites de cette étude et d’un manque général de données publiées sur l’air intérieur pour le HCN, nous avons retenu pour la caractérisation des risques pour la santé humaine de la présente évaluation préalable la concentration moyenne de 0,0041 mg/m3 rapportée par Moussa et al. (2016a).

Sol et eau potable

Un processus important pour la perte de cyanure libre de l’eau est la volatilisation, qui entraîne une diminution des concentrations de cyanure libre dans l’eau. En outre, la plupart des cyanures libres libérés dans le sol formeront des ferrocyanures en raison de la forte affinité du CN- pour le fer et de la grande abondance de fer dans les sols (Dzombak et al., 2006a). Toutefois, en raison de la photolyse des ferricyanures et des ferrocyanures lorsqu’ils sont exposés à la lumière UV, les ferrocyanures présents dans les couches superficielles de l’eau et du sol sont susceptibles de se dissocier et de libérer du CN- (Broderius et Smith, 1980; Little et Calfee, 2000, 2002, 2003; Johnson et al., 2015). La concentration de CNT dans l’eau potable a été mesurée dans six provinces au Canada (communication personnelle, courriels du Bureau de la qualité de l’air et de l’eau de SC au BERSE de SC, 14 octobre 2015; source non citée). Des données sur les concentrations de CNT dans l’eau potable ne sont disponibles que pour la Saskatchewan, le Québec et la Nouvelle-Écosse. Les concentrations variaient de 0,001 à 0,19 mg/L, avec une moyenne de 94,3 % des échantillons à la limite de détection ou en dessous de celle-ci (0,001 à 0,02 mg/L). La recommandation canadienne pour le CNT dans l’eau potable est une concentration maximale admissible de 0,2 mg/L (Santé Canada, 2014).

Aliments et boissons

De nombreux aliments à base de plantes contiennent de faibles concentrations de glycosides cyanogènes (GC) présents naturellement (p. ex. linamarine, amygdaline et dhurrine), qui ont le potentiel de libérer du HCN (FSANZ, 2014). Les haricots de Lima, les pépins de pomme, le manioc, le bambou, les noyaux de fruits et les graines de lin sont des exemples d’aliments ou de composants d’aliments qui contiennent des GC. Les amandes crues d’abricot, qui se trouvent à l’intérieur des noyaux, peuvent contenir des concentrations plus élevées de glycosides cyanogènes. Par conséquent, Santé Canada a établi une concentration maximale de 20 ppm de cyanure extractible total dans les amandes d’abricot dans la Liste des contaminants et des autres substances adultérantes dans les aliments, même s’ils ne sont pas un aliment de consommation courante (Canada, 1978).

Les estimations d’exposition alimentaire de la population générale du Canada au HCN totalNote de bas de page 11 , converties sur une base de CN total, attribuables aux GC présents dans les aliments, ont été calculées par la Direction des aliments de Santé Canada. Nous donnons dans le tableau B-1 de l’annexe B les absorptions alimentaires détaillées par type d’aliment et groupe d’âge/sexe. En raison du manque de données canadiennes sur les GC dans les aliments, les données ont principalement été obtenues dans la Survey of Cyanogenic Glycosides in Plant-Based Foods in Australia and New Zealand 2010-2013 (FSANZ, 2014). Cette enquête avait pour objectif de recenser la plupart des aliments connus pour contenir du HCN total et a donc été considérée raisonnablement exhaustive. Des données sur le HCN total dans un nombre limité d’autres aliments (p. ex. pois verts, farine de soja et isolat de protéines de soja) connus pour contenir des GC ont été tirées de la littérature scientifique (Honig et al., 1983; Gupta, 1987). Quand plusieurs données étaient disponibles pour un aliment, la concentration moyenne de HCN total a été utilisée. La teneur typique en HCN total d’un aliment donné a été utilisée pour l’évaluation de l’exposition alimentaire quand plusieurs échantillons n’étaient pas disponibles. Pour les aliments définis comme principaux contributeurs de l’exposition alimentaire au CN total, dont nous discutons plus en détail dans le paragraphe ci-après, les concentrations rapportées sont les suivantes : graines de lin (n = 5; moyenne de 127 mg de HCN/kg; gamme de 91 à 178 mg de HCN/kg); compote de pommes (n = 3; moyenne de 3,9 mg de HCN/kg; gamme de 3,6 à 4,1 mg de HCN/kg); pois verts (n = 1; 20 mg de HCN/kg).

Les données sur la consommation alimentaire tirées du cycle 2.2 de l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (Statistique Canada, 2004) ont été utilisées pour estimer l’exposition alimentaire, en multipliant la concentration moyenne de HCN total de chaque aliment par la quantité consommée de cet aliment. Quand une seule valeur de HCN total était disponible pour un aliment donné, c’est cette valeur qui a été utilisée. Les estimations d’exposition alimentaire ont été exprimées sur une base de CN en utilisant le rapport des masses moléculaires de HCN (27,03 g/mol) et du CN (26,01 g/mol). Pour tous les groupes d’âge/sexe, les expositions moyennes et au 90e centile pour « toutes les personnes » allaient respectivement de 0,00039 à 0,00379 mg/kg p.c./jour et de 0,00091 à 0,01174 mg/kg p.c./jour Globalement, les graines de lin et la compote de pommes étaient les principaux contributeurs de l’exposition alimentaire totale, en représentant respectivement 42 % et 22 %, pour tous les groupes d’âge/sexe combinés. Dans le cas des enfants âgés de 1 à 3 ans, la consommation de graines de lin et de purée de pommes représentait respectivement 21 % et 57 % de l’exposition alimentaire au CN total. Pour les adultes mâles (19 ans et plus), le groupe d’âge/sexe auquel le paramètre correspondant de risque chronique critique pour CN s’applique, les principaux contributeurs de l’exposition alimentaire totale étaient les graines de lin et les pois verts, qui comptaient pour 24 à 70 % et 11 à 34 % respectivement selon le groupe d’âge/sexe (communication personnelle, courriel de la Direction des aliments de SC au BERSE de SC, 19 juillet 2016; source non citée). La dose quotidienne admissible provisoire (DQAP) pour le CN établie par le Comité mixte FAO/OMS d’experts des additifs alimentaires est de 0,02 mg/kg p.c./jour (20 µg/kg p.c./jour) (FAO/OMS, 2012).

Produits offerts aux consommateurs

Le HCN, en tant qu’hydrocyanicum acidum, est inscrit dans la BDIPSN avec un rôle homéopathique pour utilisation comme ingrédient médicinal dans des produits homéopathiques, à une puissance homéopathique minimale de huit fois (8X) (correspondant à une concentration maximale de 10-8). Il est aussi inscrit dans la BDPSNH comme étant présent en tant que tel dans un nombre limité de PSN (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, mars 2016; source non citée).

Le HCN et le NaCN sont inscrits en tant qu’« acide cyanhydrique et ses sels » sur la Liste des ingrédients de cosmétiques interdits ou d’usage restreint (plus couramment appelée Liste critique des ingrédients dont l’utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques), un outil administratif utilisé par Santé Canada pour communiquer aux fabricants et à d’autres que les produits cosmétiques contenant certaines substances, lorsqu’elles sont présentes dans un cosmétique à certaines concentrations, peuvent contrevenir à l’interdiction générale stipulée à l’article 16 de la Loi sur les aliments et drogues, ou peuvent contrevenir à une ou plusieurs des dispositions du Règlement sur les cosmétiques (SC [modifié en 2015]).

8.2 Évaluation des effets sur la santé

Complexes métal-cyanure (trois sous-groupes : fer-cyanure à un seul atome de fer, fer-cyanure à plusieurs atomes de fer, or-cyanure ou argent-cyanure)

Complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (NE CAS 13601-19-9, 13746-66-2 et 13943-58-3)

Les sels de ferrocyanure et de ferricyanure sont mal absorbés. L’absorption intestinale du ferrocyanure de tétrapotassium est d’environ 2,8 % chez le rat, la rétention corporelle globale est de 0,09 % (sept jours après l’exposition) (Nielsen et al., 1990a). Ces substances ne sont pas métabolisées et seule une très petite partie du cyanure se dissocie du complexe correspondant [constantes de dissociation de 10-47 et 10-52 pour les ions ferrocyanure et ferricyanure respectivement (Baars et al. 2001)]. Ces substances ne s’accumulent pas dans les tissus, la demi-vie est respectivement de 135 et de 40 à 50 minutes chez l’humain et le chien (Epstein et Kleeman, 1956). L’élimination est supérieure à 94 % dans les fèces chez le rat (Nielsen et al., 1990a).

La toxicité des substances de ce sous-groupe est faible en raison de la forte association entre le fer et le cyanure. Dans une étude non publiée citée par la FAO/l’OMS (1975), il n’est rapporté aucun effet lié à la substance chez le chien après une exposition de 13 semaines à 0, 10, 100 ou 1 000 ppm (soit 0, 0,25, 2,5 ou 25 mg/kg p.c./jourNote de bas de page 12 ) de ferrocyanure de tétrasodium (Morgaridge, 1970). Les concentrations associées à un effet critique précédemment publiés pour les complexes fer-cyanure à un seul atome de fer sont basés sur une exposition non publiée du rat (mâles et femelles, n = 10 par groupe) par voie orale pendant 90 jours à du ferrocyanure de tétrasodium (0 %, 0,05 %, 0,5 % ou 5 %), par l’International Salt Co. (Oser, 1959), citée dans FAO/OMS (1975). Une augmentation du poids des reins (femelles uniquement) et des dommages tubulaires ont été observés à 0,5 % [dose minimale avec effet nocif observé (DMENO); dose sans effet nocif observé (DSENO) = 0,05 %]. La DSENO de 0,05 %, équivalente à 25 mg/kg p.c./jour, a été utilisée pour obtenir la dose journalière acceptable (DJA) de 0,025 mg/kg p.c./jour (la base pour les facteurs d’incertitude n’est pas donnée) (FAO/OMS, 1975).

Complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer (NE CAS 14038-43-8, 25869-98-1 et 25869-00-5)

Les complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer sont très mal absorbés. À la suite d’une exposition par voie orale à 10 mg (36 à 40 mg/kg p.c.) de ferrocyanure ferrique ou de ferrocyanure ferrique de potassium chez le rat (n = 2 à 5), il a été déterminé que l’absorption était de 0,21 à 0,49 % et que la rétention corporelle globale après sept jours était de 0,01 à 0,7 % (Nielsen et al., 1990a). De même, après une exposition à une dose orale de 500 mg (6,2 à 7,1 mg/kg p.c.) de ferrocyanure ferrique de potassium chez l’humain (n = 3, hommes), l’absorption était de 0,25 à 0,42 % et la rétention corporelle globale de 0,03 à 0,07 % après sept jours (Nielsen et al., 1990b). L’élimination dans les fèces est respectivement supérieure à 97 % et à 99 % chez le rat et l’humain. Ces substances ne sont distribuées ni métabolisées à aucun degré et elles ne s’accumulent pas dans les tissus.

Les complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer ne causent pas d’effets nocifs pour la santé chez les animaux ni chez les humains (Pearce, 1994). À vrai dire, les « DSENO » rapportées ci-après étaient toujours les doses les plus élevées administrées/testées lors de chaque étude. Par exemple : 1) aucun effet n’a été observé jusqu’à 6 000 mg/kg p.c./jour pour le ferrocyanure ferrique de potassium chez des humains (âgés de 16 à 70 ans, hommes et femmes, une femme enceinte) traités pour un empoisonnement au thallium [(Pai, 1987, cité par Pearce, 1994); 2) aucun effet n’a été observé chez des rates exposées pendant quatre semaines jusqu’à 4 800 mg/kg pc/jour de ferrocyanure ferrique (Kostial et al., 1981, Beck et al., 2006); 3) aucun effet n’a été observé chez des rats exposés pendant 12 semaines à de l’eau potable contenant jusqu’à 3 200 mg/kg p.c./jour de ferrocyanure ferrique (Dvorak et al., 1971).

Complexes or-cyanure ou argent-cyanure (NE CAS 13967-50-5 et 506-61-6)

La présente évaluation préalable ne traite pas de la caractérisation des effets sur la santé du dicyanoaurate de potassium ou du dicyanoargentate de potassium, car l’exposition de la population générale à ces substances ne devrait pas avoir lieu. Aucune de ces deux substances n’a été classée par des organismes internationaux en raison d’effets cancérigènes, mutagènes ou sur le développement/reproduction. Wu et al. (2001) ont rapporté une dose toxique minimale de 0,071 mg/kg de dicyanoaurate de potassium pour un humain adulte. L’USEPA (2010) a déterminé une dose de référence (DRf) pour le dicyanoargentate de potassium basée sur la dose de référence pour le cyanure libre, avec un facteur d’ajustement pour tenir compte des masses moléculaires (USEPA, 2010). Toutefois, étant donné le manque de données sur l’exposition de la population générale du Canada à ces substances, leurs effets sur la santé n’ont pas été étudiés de manière approfondie pour le moment.

Cyanures libres/simples (NE CAS 74-90-8 et 143-33-9)

Les cyanures libres/simples sont absorbés rapidement et abondamment par toutes les voies d’exposition. À la suite des expositions par voie orale, dermique ou par inhalation, l’absorption se produit respectivement dans les intestins, les alvéoles pulmonaires ou la peau. Dans le cas de l’exposition dermique, la légère liposolubilité de HCN lui permet de passer au travers de la peau, alors que la nature ionique de NaCN gêne légèrement l’absorption. À l’intérieur du corps, NaCN existe principalement sous forme de HCN, car il se dissocie, puis devient protoné. Après l’absorption, le HCN est rapidement et très largement distribué. Le HCN absorbé par les intestins pénètre dans la circulation par la veine porte et se rend au foie où il subit un métabolisme de premier passage. Le HCN inhalé ou absorbé par la peau évite le métabolisme de premier passage et pénètre directement dans la circulation systématique. Le métabolisme a lieu principalement par l’intermédiaire de la rhodanèse (une thiosulfate soufre transférase), qui est exprimée de manière ubiquitaire. La catalyse par la rhodanèse produit du SCN, qui représente la majorité du métabolisme du cyanure. Alors que l’expression de la rhodanèse varie en fonction des tissus (expression la plus élevée dans les reins, le foie, le cerveau, les poumons, les muscles et l’estomac [Aminlari et al., 2007]), l’étape déterminante de la vitesse de cette réaction n’est pas liée à la quantité de rhodanèse dans les tissus. Elle dépend au contraire de la quantité de donneurs de soufre endogènes. Les personnes ayant une carence en soufre sont donc plus sensibles aux effets toxiques du cyanure. Parmi les métabolites mineurs, on retrouve l’acide 2-aminothiazoline-4-carboxylique et diverses molécules à un atome de carbone (p. ex. HCN et CO2 exhalés). L’excrétion a lieu dans l’urine, et les concentrations de SCN urinaire sont proportionnelles à l’exposition (El Ghawabi et al., 1975). Ces substances ne sont pas bioaccumulées, elles sont converties en SCN dans les trois heures, qui est excrété dans les 30 heures [rapporté dans USEPA, 2010].

La toxicité aiguë, attribuable à une seule dose élevée de cyanure, cause des effets importants sur le système nerveux central (SNC), dont la dépression du SNC, des convulsions, un coma ou la mort. Ces effets surviennent car les voies métaboliques deviennent dépassées à haute dose et le cyanure non métabolisé se lie et inhibe la cytochrome C oxydase (enzyme finale de la chaîne de transport des électrons requise pour la synthèse de l’adénosine triphosphate [ATP]), conduisant à une perte rapide d’énergie cellulaire, puis à la mort des cellules dans des cas extrêmes (Allen et al. 2015; Hawk et al. 2016).          

La toxicité chronique, attribuable à une exposition répétée à faible dose, produit des effets sur la thyroïde et le système reproducteur masculin. Une dysfonction de la thyroïde survient car le SCN inhibe compétitivement l’absorption de l’iode par la glande thyroïde et, en conséquence, nuit à la synthèse d’hormones thyroïdiennes. La perturbation de la synthèse d’hormones thyroïdiennes peut conduire à une hypothyroïdie, qui s’accompagne d’un goitre et de crétinisme dans des cas extrêmes (Downey et al. 2015). Le mécanisme pour la perturbation du système reproducteur masculin n’est pas connu. Toutefois, il pourrait causer une interférence entre les axes endocriniens de la thyroïde et des gonades (US EPA 2010; Duarte-Guterman et al. 2014).

Des expositions chroniques à du cyanure à un dosage modéré (p. ex. assez élevé pour causer une perturbation sans anéantir les voies métaboliques) ou qui surviennent en étant accompagnées d’une carence alimentaire en soufre ou en iode conduisent à des neuropathies comme une neuropathie ataxique tropicale ou une paraparésie spastique tropicale (konzo) (Cliff et al. 2015). Toutefois, de telles carences alimentaires devraient être moins pertinentes dans le contexte canadien (en raison de l’iodation du sel et des quantités suffisantes de protéines dans le régime alimentaire en Amérique du Nord).

Dans l’ensemble, la différence entre la toxicité aiguë à haute dose et la toxicité chronique à faible dose de ces substances est que la première est causée par l’inhibition de la synthèse de l’ATP par le CN-, alors que la deuxième est causée par l’interférence du SCN- avec l’absorption de l’iode conduisant à une malfonction de la synthèse des hormones thyroïdiennes.

Les cyanures libres/simples se sont avérés non mutagènes lors du test d’Ames (NTP, 1993) et non cancérogènes (Howard et Hanzal, 1955) (Howard and Hanzal 1955). Ils sont connus pour être tératogènes, causant un poids à la naissance inférieur, des défauts congénitaux aux membres et un avortement spontané. Des études épigénétiques de ces effets ont été centrées sur des populations exposées à des concentrations élevées de cyanure dus à du manioc mal préparé ou au tabagisme. Des études ont été réalisées sur des animaux de laboratoire exposés à du manioc, du HCN ou du KCN. Ces études ont fait l’objet d’un examen approfondi par d’autres (Downey et al. 2015; US EPA 2010). Quand des concentrations associées à des effets critiques pouvaient être déterminés lors de ces études, ils survenaient à des doses plus élevées (ou similaires) que celles associées à des effets critiques. Par exemple, une DMENO de 20 mg/kg p.c./jour, pour un poids moindre du corps, du cerveau et du cervelet et des dimensions du cervelet altérées, a été rapportée chez des rats auxquels on avait administré du KCN dans leur alimentation (Imosemi et al., 2005, cité dans USEPA, 2010); une DMENO de 20 mg/kg pc/jour, pour une maturation altérée du cervelet, a été rapportée chez des rats auxquels on avait administré du KCN dans leur alimentation (Malomo et al., 2004, cité dans USEPA, 2010); une DSENO et une DMENO de 0,8 et 1,2 mg/kg p.c./jour, respectivement, pour une triiodothyronine accrue chez les femelles et les petits, ont été rapportées chez des chèvres auxquelles on avait administré 0, 0,4, 0,8 ou 1,2 mg/kg p.c./jour de KCN par gavage (dans l’eau) (Soto-Blanco et Gorniak et al., 2004, cité dans USEPA, 2010). Toutefois, en se basant sur la qualité de l’étude, une étude réalisée par le National Toxicology Program (NTP, 1993, décrite ci-après) a été retenue comme étude la plus appropriée pour la caractérisation des risques posés par une exposition par voie orale à du cyanure, ce qui est cohérent avec le raisonnement décrit ailleurs (USEPA, 2010).

Les cyanures libres/simples font l’objet d’un certain nombre d’évaluations à l’échelle internationale, et dernièrement ils ont été étudiés par l’EPA des États-Unis (2010), qui a évalué l’acide cyanhydrique et des sels de cyanure (divers numéros CAS), et par la FAO/OMS (2012), qui a évalué divers glycosides cyanogènes (précurseurs du cyanure présent dans des aliments). Ces deux évaluations sont basées sur le même point de départ pour une exposition par voie orale à 1,9 mg/kg p.c./jour, qui correspond à un poids moindre de la queue de l’épididyme. Ce point de départ utilisé dans la caractérisation des risques a été tiré d’une étude de 90 jours au cours de laquelle des rats (mâles et femelles, n = 10 par groupe) ont reçu 0, 30, 100 ou 300 ppm de NaCN dans l’eau potable (NTP 1993). Les diminutions du poids de la queue de l’épididyme dépendaient de la dose et étaient statistiquement significatives : 0,162 g (± 0,009), 0,150 g (± 0,013), 0,148 g (± 0,013) et 0,141 g (± 0,009). Ces doses administrées (ppm) ont été converties en doses de 0, 1,4, 4,5 et 12,5 mg/kg p.c./jour, et la dose repère (DR) modélisant ces données a produit une DR et une DRL de 3,5 et 1,9 mg/kg p.c./jour, respectivement [la DRL est la limite de confiance inférieure de la DR pour une fiabilité de 95 %; la réponse à la DR a été établie à un écart-type de la moyenne des témoins, ce qui correspond à une diminution de 7 % du poids de la queue de l’épididyme] (US EPA 2010). Ces DR(L) (1,9 et 3,2 mg/kg pc/jour) sont cohérentes avec les résultats d’une étude plus récente par gavage pour laquelle on avait conclu que la toxicité pour le système reproducteur mâle chez le rat survient à 1,2 et 3,2 mg/kg pc/jour (rats exposés à 0, 0,64, 1,2 et 3,2 mg/kg p.c./jour de NaCN pendant 90 jours) (Shivanoor and David 2015). Spécifiquement, des changements significatifs du poids des testicules et de la prostate, du compte de spermatozoïdes et de leur motilité, des concentrations de testostérone et de l’hormone lutéinisante ont été observés à 1,2 mg/kg p.c./jour et, de plus, des anomalies des spermatozoïdes et des changements significatifs des concentrations d’hormone folliculostimulante ont été observés à 3,2 mg/kg p.c./jour.

L’évaluation la plus récente de l’exposition par inhalation pour le HCN et les sels de cyanure (p. ex., NaCN) a été réalisée par l’EPA des États-Unis (2010). Le point de départ de 2,5 mg/m3 utilisé dans la caractérisation des risques correspond à un grossissement de la thyroïde et à une absorption de l’iode altérée. Ce point de départ a été tiré d’une étude au cours de laquelle des employés (n = 36) de trois usines avaient été exposés à du HCN dans l’air aux concentrations suivantes pendant 5 à 15 ans : 10,4 ppm (± 10,9), 8,1 ppm (± 8,2) ou 6,4 ppm (± 6,9); ppm moyen dans des échantillons d’air, n = 12, ± É.-T. (El Ghawabi et al. 1975). La DMENO (6,4 ppm) a été convertie en 7,07 mg/m3 puis, pour tenir compte de la nature professionnelle de l’exposition, ramenée à une valeur de départ finale de 2,5 mg/m3. Ce paramètre est confirmé par une étude plus récente au cours de laquelle on a observé des concentrations de thyroxine plus faibles à la suite d’une exposition par inhalation de travailleurs traitant du manioc (n = 39) (Dhas et al. 2011).

Le NaCN a déjà fait l’objet d’une évaluation au Canada. Santé Canada a publié une recommandation pour la qualité de l’eau potable de 0,2 mg/L, basée sur la DSENO de 10,8 mg/kg p.c./jour rapportée dans une étude de toxicité de deux ans de Howard et Hanzal (1955; Santé Canada, 1979). Le point de départ inférieur de 1,9 mg/kg p.c./jour retenu pour cette évaluation préalable est basé sur une étude plus récente sur l’eau potable (NTP 1993). En plus de l’eau potable, Santé Canada a également réévalué le NaCN dans les pesticides en 2006 (Santé Canada, 2006), en tenant compte des renseignements tirés de la décision d’admissibilité à la réhomologation (Reregistration Eligibility Decision) de l’EPA des États-Unis (USEPA, 1994a). Dans le cadre de la réévaluation, des mesures supplémentaires de réduction des risques ont été proposées pour les pesticides afin de mieux protéger les personnes qui les manipulent et les personnes présentes (Santé Canada, 2006).

8.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Complexes métal-cyanure (trois sous-groupes : complexes fer-cyanure à un seul atome de fer, complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer, or-cyanure ou argent-cyanure)

Complexes fer-cyanure à un seul atome de fer (NE CAS 13601-19-9, 13746-66-2 et 13943-58-3)

L’exposition de la population générale du Canada aux sels de ferrocyanure ou de ferricyanure due aux milieux naturels, aux aliments ou à l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs devrait avoir lieu par les voies orale et dermique. Pour la voie orale, l’exposition au ferrocyanure de tétrasodium par l’ingestion de sol devrait être minime, d’après l’évaluation de la LSIP des sels de voirie au Canada (EC et SC, 2001) et les taux d’ingestion de sol par défaut pour un enfant (0,5 à 4 ans). Le ferrocyanure de tétrasodium et le ferrocyanure de tétrapotassium sont des additifs alimentaires approuvés pour un nombre limité d’utilisations autorisées. L’exposition due à l’utilisation de ferrocyanure de tétrasodium en tant qu’ingrédient non médicinal dans des PSN oraux et de ferrocyanure de tétrapotassium en tant qu’ingrédient médicinal dans des PSN oraux en tant que médicaments homéopathiques ne devrait pas excéder la DJA de 0,025 mg/kg p.c./jour. En ce qui concerne la voie dermique, on retrouve du ferrocyanure de tétrasodium dans un nombre limité de produits cosmétiques (sels de bain et crème antirides) et de PSN (comme ingrédient non médicinal dans un nombre limité de produits). Des données limitées indiquent qu’ils ont des utilisations intermittentes. Des données limitées indiquent également une faible absorption dermique, et comme les cyanures forment des liaisons moléculaires fortes avec le fer dans ces complexes, ils sont très stables et ont une faible biodisponibilité. Par conséquent, l’exposition au ferrocyanure de tétrasodium n’est pas associée à un risque d’effets dangereux du cyanure. Dans l’ensemble, aucun risque pour la santé humaine n’est prévu à la suite d’une exposition à ces substances.

Complexes fer-cyanure à plusieurs atomes de fer (NE CAS 14038-43-8, 25869-98-1 et 25869-00-5)

On s’attend à ce que la population générale du Canada soit exposée au ferrocyanure ferrique et au ferrocyanure d’ammonium ferrique par l’eau potable, le sol et l’utilisation de produits offerts aux consommateurs, comme les produits de soins personnels, les peintures et revêtements, et les PSN, par les voies d’exposition orale, dermique et par inhalation. Toutefois, en raison de leur faible biodisponibilité et de leur stabilité élevée, il n’existe pas d’effet nocif sur la santé avéré des substances dans ce sous-groupe. De plus, ces substances ont été utilisées pour traiter des empoisonnements au radiocésium et au thallium radioactif chez les humains et les animaux sans causer d’effets nocifs. Le ferrocyanure ferrique de potassium n’a pas été décelé dans les milieux naturels ou dans les produits utilisés par la population générale au Canada. Compte tenu de ces considérations, aucun risque pour la santé humaine n’est attendu.

Complexes or-cyanure ou argent-cyanure (NE CAS 13967-50-5 et 506-61-6)

Aucune exposition de la population générale du Canada à du dicyanoaurate de potassium ou à du dicyanoargentate de potassium ne devrait avoir lieu. Compte tenu de ces considérations, le risque pour la santé humaine est donc faible.

Cyanures libres/simples (NE CAS 74-90-8 et 143-33-9)

L’exposition de la population générale du Canada au HCN et au NaCN provenant de l’air extérieur et intérieur, de l’eau potable et des aliments devrait se produire par voie orale et par inhalation. Les marges d’exposition (ME) pour ce groupe sont présentées dans le tableau 8-1.

Tableau 8-1. Exposition et risque pertinents pour les cyanures libres/simples et ME en résultant
Scénario d’exposition Concentration d’exposition (moyenne) Concentration associée à un effet critique Paramètre de risque critique ME
Exposition par voie orale : Enfants (1 à 3 ans; hommes et femmes; « toutes les personnes »)a 0,00379 mg/kg p.c./joura 1,9 mg/kg p.c./jour (DRL)b Poids moindre de la queue de l’épididymeb 501
Exposition par voie orale : Hommes adultes (19 à 30 ans; « toutes les personnes »)a 0,00062 mg/kg p.c./joura 1,9 mg/kg p.c./jour (DRL)b Poids moindre de la queue de l’épididymeb 3 065
Exposition par inhalation : Concentration moyenne dans l’air au centre-ville de Toronto, près d’une route principalec 0,00411 mg/m3 c 2,5 mg/m3 (DMENO)d Grossissement de la glande thyroïde et absorption de l’iode altéréed 608

Abréviations : DMENO = dose minimale avec effet nocif observé; DRL = limite de confiance de la dose repère
a Estimations d’absorption affinées obtenues de la Direction des aliments de Santé Canada (juillet 2016); caractérisation des risques basée sur deux groupes d’âge/sexe : 1) groupe des enfants avec l’exposition estimée la plus élevée; 2) groupe d’âge/sexe des adultes le plus représentatif de la sous-population la plus pertinente pour le paramètre critique de risque correspondant (effets sur le système reproducteur masculin).
b NTP, 1993; USEPA, 2010.
c Moussa et al., 2016; moyenne sur 16 jours de semaine consécutifs.
d El Ghawabi, 1975; USEPA, 2010.

Les ME pour l’exposition par voie orale ont été calculées pour les enfants et les adultes dans la population générale au moyen des estimations d’exposition mentionnées dans le tableau B-1 de l’annexe B. Les graines de lin et la compote de pommes ont été définies comme les principales sources de nourriture pour les enfants de 1 à 3 ans, et les graines de lin et les pois verts pour les hommes adultes (c.-à-d. 19 ans et plus) (communication personnelle, courriels de la DGPSA de SC au BERSE de SC, juillet 2016; source non citée). En se basant sur les paramètres prudents utilisés pour estimer l’exposition de la population générale, les ME calculées sont considérées adéquates pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition. Toutefois, les personnes qui consomment des quantités accrues d’aliments contenant des cyanures libres/simples peuvent avoir un potentiel d’exposition élevé (tableau B-2 à l’annexe B).

Une ME pour l’exposition par inhalation a été calculée pour la population générale en utilisant des concentrations mesurées dans l’air ambiant rapportées dans une étude réalisée par Environnement et Changement climatique Canada (Moussa et al., 2016a), qui a défini les émissions des véhicules comme la principale source dans l’air. En se basant sur les paramètres prudents utilisés pour estimer l’exposition de la population générale, la ME calculée est considérée adéquate pour tenir compte des incertitudes des bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition.

Globalement, ces renseignements indiquent qu’au vu des données sur l’exposition et les risques pour les substances dans le groupe des cyanures, les 10 cyanures désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation ont un faible potentiel d’effets nocifs sur la population générale du Canada.

8.3.1 Incertitudes de l’évaluation des risques pour la santé humaine

Les sources d’incertitude clés sont présentées dans les tableaux ci-après.

Tableau 8-2. Sources d’incertitude de la caractérisation des risques des complexes métal-cyanure
Source d’incertitude clé Impacta
Il n’existe de données sur l’absorption dermique pour aucun des complexes métal-cyanure. On a donc présumé que les données sur l’absorption dermique étaient identiques à celles sur l’absorption par voie orale obtenues de manière empirique. +
Les concentrations associées à des effets critiques publiés précédemment pour les complexes fer-cyanure à un seul atome de fer sont basées sur des études subchroniques non publiées. +/-
Il n’existe d’étude chronique pour aucun des complexes métal-cyanures. +/-
Le ferrocyanure ferrique d’ammonium n’a fait l’objet d’aucune évaluation au niveau international. Il n’est donc associé à aucune concentration associée à un effet critique publié précédemment. +/-

+ = incertitude quant au potentiel de surestimation du risque; +/- = potentiel inconnu de surestimation ou de sous-estimation du risque.

Tableau 8-3. Sources d’incertitude dans la caractérisation des risques des cyanures libres/simples
Source d’incertitude clé Impacta
Il existe un manque de données sur l’occurrence du HCN dans les aliments au Canada. Les valeurs utilisées pour calculer des absorptions alimentaires de HCN ont donc presque exclusivement été tirées de FSANZ (2014). +/-
Les absorptions de cyanures libres/simples par voie alimentaire ont été générées en utilisant les données d’occurrence du « cyanure total », qui comprennent le cyanure libre libérable provenant de nombreuses molécules contenant du cyanure, et en assumant une libération de 100 % et une biodisponibilité dans le corps humain. +
Il existe une variabilité spatiotemporelle élevée des concentrations de HCN dans l’air en raison de sa grande mobilité atmosphérique. L’exposition au HCN par inhalation dans l’air diminue donc avec la distance par rapport aux sources d’émission. +
Il n’existe aucune étude sur la toxicité chronique pour l’exposition par voie orale avec des animaux. +/-
Il n’existe aucune étude sur la toxicité subchronique ou chronique pour l’exposition par inhalation avec des animaux. +/-
Les paramètres thyroïdiens n’ont pas été pris en compte lors de l’étude de 90 jours du NTP (1993) sur l’exposition par voie orale avec des rats. +/-
Les paramètres du système reproducteur masculin n’ont pas été pris en compte lors de l’étude sur la toxicité chronique pour les humains utilisée pour l’exposition par inhalation (El Ghawabi et al., 1975) (l’étude était centrée sur la glande thyroïde et l’absorption de l’iode). De plus, il n’existait pas de corrélation temporelle entre la durée d’exposition et le degré de grossissement de la thyroïde dans cette étude. +/-

+ = incertitude quant au potentiel de surestimation du risque; +/- = potentiel inconnu de surestimation ou de sous-estimation du risque.

9. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le cyanure libre et ses précurseurs présentent un risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il est conclu que le cyanure libre et ses précurseurs répondent aux critères énoncés à l’alinéa 64a) de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, car ils pénètrent dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, il est aussi conclu que le cyanure libre et ses précurseurs ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64 b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière de tous les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les 10 cyanures désignés d’intérêt prioritaire pour une évaluation ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc conclu que le cyanure libre et ses précurseurs satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il a aussi été déterminé que le cyanure libre et ses précurseurs répondent aux critères de persistance, mais pas à ceux de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

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Annexe A. Tableaux de toxicité aquatique

Tableau A-1. Études clés sur la toxicité aquatique chronique utilisées pour le calcul de la concentration estimée sans effet (CESE) chronique
Type d’organisme Organisme d’essai Paramètre (effet) Valeur (µg de HCN/L) Référence
Poisson Tête-de-boule (Pimephales promelas) CE10 à 256 jours (reproduction, nombre d’œufs par individu) 3 Lind et al., 1977
Plante aquatique Lentille d’eau gibbeuse (Lemna gibba) CE10 à 7 jours (inhibition de la croissance) 3,72 ECHA c2007-2015
Invertébré Cladocère (Moinodaphnia macleayi) CSEO à 5 jours (reproduction) 6 Rippon et al., 1992
Poisson Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) CE10 à 20 jours (croissance à 12 oC) 9 Kovacs et Leduc, 1982
Invertébré Amphipode (Gammarus pseudolimnaeus) CTMA à 83 jours (reproduction) 15,2 Oseid, 1979
Poisson Omble de fontaine (Salvelinus fontinalis) CE10 à 90 jours (croissance) 26 Koenst et al., 1977
Invertébré Cloporte commun (Asellus communis) CSEO à 112 jours (croissance) 29 Oseid, 1979
Algue Scenedesmus quadricauda CSEO à 8 jours (population) 31,16 Bringmann et Kuhn, 1980
Poisson Méné tête-de-mouton (Cyprinodon variegatus) CTMA à 28 jours (croissance) 37,1 ECOTOX, 2000; Schimmel, 1981, cité dans ECOTOX, 2000
Invertébré Ceriodaphnia dubia CE10 à 7 jours (reproduction) 43,6 Manar et al., 2011
Algue Pseudokirchneriella subcapitata CE10 à 72 heures (croissance) 57,1 Manar et al., 2011
Algue Algue bleu-vert (Microcystis aeruginosa) CSEO à 8 jours (population) 72,7 Bringmann et Kuhn, 1978

Annexe B. Estimations des expositions alimentaires

Tableau B-1. Exposition totale au cyanure (apports habituels) pour « toutes les personnes ». Estimations de l’exposition présentées sous forme de moyenne et de 90e centile (p90), avec l’intervalle de confiance à 95 %. Les estimations marquées d’un « E » présentent une grande variabilité d’échantillonnage (coefficient de variation de 16,6 à 33,3 %) et doivent être interprétées avec prudence.
Âge (années)
Sexe (H = homme; F = femme)
Nombre de répondants consommant des aliments contenant du HCN Estimation de l’exposition moyenne pour « toutes les personnes »
(µg/kg p.c./jour)
Estimation de l’exposition au 90e centile (p90) pour « toutes les personnes »
(µg/kg p.c./jour)
1 à 3 ans 1 409 / 2 110 (67 %) 3,79 (3,20, 4,55) 11,74E (7,21, 16,42)
4 à 8 ans 2 118 / 3 058 (69 %) 1,52 (1,34, 1,72) 3,49 (2,94, 4,09)
9 à 13 ans (H) 1 275 / 2 004 (64 %) 0,70 (0,63, 0,79) 1,51 (1,36, 1,76)
14 à 18 ans (H) 1 201 / 2 230 (54 %) 0,44 (0,38, 0,52) 0,91 (0,75, 1,15)
19 à 30 ans (H) 744 / 1 766 (42 %) 0,62 (0,45, 0,79) 1,43E (1,06, 2,05)
31 à 50 ans (H) 973 / 2 527 (39 %) 0,59E (0,41, 0,84) 1,15 (0,94, 1,56)
51 à 70 ans (H) 873 / 2 477 (35 %) 1,00 (0,82, 1,21) 2,60 (2,06, 2,93)
> 70 ans (H) 520 / 1 472 (35 %) 1,22 (0,93, 1,54) 3,03E (2,25, 4,44)
9 à 13 ans (F) 1 229 / 1 880 (65 %) 0,77 (0,65, 0,90) 1,30 (1,03, 1,62)
14 à 18 ans (F) 1 241 / 2 194 (57 %) 0,52 (0,45, 0,59) 1,26 (1,07, 1,49)
19 à 30 ans (F) 910 / 1 952 (47 %) 0,39 (0,34, 0,44) 1,13 (0,93, 1,38)
31 à 50 ans (F) 1 054 / 2 608 (40 %) 0,85 (0,64, 1,13) 1,76E (1,14, 2,56)
51 à 70 ans (F) 1 194 / 3 062 (39 %) 1,56 (1,23, 1,88) 3,57 (2,90, 3,96)
> 70 ans (F) 913 / 2 527 (36 %) 1,28 (1,02, 1,62) 2,85E (2,21, 4,43)
Tableau B-2. Exposition totale au cyanure (apports habituels) pour « consommateurs d’aliments uniquement ». Estimations de l’exposition présentées sous forme de moyenne et de 90e centile (p90), avec l’intervalle de confiance à 95 %. Les estimations marquées d’un « E » présentent une grande variabilité d’échantillonnage (coefficient de variation de 16,6 à 33,3 %) et doivent être interprétées avec prudence.
Âge (années)
Sexe (H = homme; F = femme)
Nombre de répondants consommant des aliments contenant du HCN Estimation de l’exposition moyenne pour « consommateurs d’aliments uniquement »
(µg/kg p.c./jour)
Estimation de l’exposition au 90e centile (p90) pour « consommateurs d’aliments uniquement »
(µg/kg p.c./jour)
1 à 3 ans 1 409 / 2 110 (67 %) 6,00 (5,17, 7,06) 18,98 (16,52, 21,40)
4 à 8 ans 2 118 / 3 058 (69 %) 2,20 (1,95, 2,47) 5,29 (3,94, 6,70)
9 à 13 ans (H) 1 275 / 2 004 (64 %) 1,11 (1,01, 1,21) 2,47 (1,80, 3,10)
14 à 18 ans (H) 1 201 / 2 230 (54 %) 0,82 (0,70, 0,96) 1,71 (1,38, 2,34)
19 à 30 ans (H) 744 / 1 766 (42 %) 1,47 (1,15, 1,80) 4,25E (2,62, 6,11)
31 à 50 ans (H) 973 / 2 527 (39 %) 1,54E (1,10, 2,22) 2,85 (2,51, 4,03)
51 à 70 ans (H) 873 / 2 477 (35 %) 2,81 (2,38, 3,32) 6,46 (4,67, 7,86)
> 70 ans (H) 520 / 1 472 (35 %) 3,58 (2,77, 4,43) 8,34E (6,05, 12,67)
9 à 13 ans (F) 1 229 / 1 880 (65 %) 1,17 (0,99, 1,37) 2,40E (1,57, 4,87)
14 à 18 ans (F) 1 241 / 2 194 (57 %) 0,93 (0,82, 1,05) 2,07 (1,62, 2,37)
19 à 30 ans (F) 910 / 1 952 (47 %) 0,81 (0,74, 0,88) 1,67 (1,45, 1,97)
31 à 50 ans (F) 1 054 / 2 608 (40 %) 2,21 (1,66, 2,83) 3,96 (3,32, 5,65)
51 à 70 ans (F) 1 194 / 3 062 (39 %) 3,96 (3,19, 4,72) 9,83E (6,26, 13,41)
> 70 ans (F) 913 / 2 527 (36 %) 3,61 (2,93, 4,47) 12,32 (7,68, 14,83)

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