Évaluation préalable - Groupe des poly(alkoxylates/éthers)

Titre officiel : Évaluation préalable - groupe des poly(alkoxylates/éthers)

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Novembre 2022

No de cat. : En84-309/2022F-PDF

ISBN 978-0-660-45247-0

Sommaire

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE], les ministres d’Environnement et Changement climatique et de la Santé ont réalisé l’évaluation préalable de 21 substances désignées collectivement par le Plan de gestion des produits chimiques comme étant le groupe des poly(alkoxylates/éthers). L’évaluation des substances de ce groupe - nommément les polypropylènes glycols (PPG), un paraformaldéhyde (PF), trois sulfates d’alcool éthoxylés (AES), huit éthoxylates d’alcool (AE), deux éthoxylates d’octylphénol (OPE) et six éthoxylates d’alkylamine (ANEO) - a été jugée prioritaire, car elles satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison d’autres préoccupations. L’évaluation des risques posés par l’une des substances du groupe (numéro de registre du Chemical Abstracts Service [n^o CAS]^{Note de bas de page 1} 68155-39-5) a été priorisée lors de l’examen en 2015 de la détermination des priorités en matière d’évaluation des risques (DPMER) dont on devait évaluer les risques^{Note de bas de page 2} . Leur n^o CAS, leur nom dans la Liste intérieure des substances (LIS) et leur sous-groupe sont énumérés dans le tableau ci-dessous.

^a Abréviations des sous-groupes : PPG : polypropylène glycol, PF : paraformaldéhyde, AES : sulfates d’éthoxylates d’alcool, AE : éthoxylates d’alcool, OPE : éthoxylates d’octylphénol, ANEO : éthoxylates d’alkylamine.
^b Cette substance n’a pas été désignée en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE, mais elle a été visée par la présente évaluation, car elle est considérée d’intérêt prioritaire en raison d’autres préoccupations.

Plusieurs polymères de poly(alkoxylate/éther) visés par cette évaluation préalable sont des ingrédients actifs ou des formulants homologués présents dans des produits antiparasitaires. Ces utilisations sont régies par l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires. La présente évaluation ne tient compte que des effets potentiels des poly(alkoxylate/éther) sur la santé humaine et l’environnement découlant de l’utilisation de ces substances à des fins autres qu’antiparasitaires.

Lors de la deuxième phase de l’évaluation rapide des polymères, on a évalué ces 21 substances et trouvé que les PPG et le paraformaldéhyde présentaient un faible potentiel d’effets nocifs pour l’environnement et que les sous‑groupes des AES, AE, OPE et ANEO (sauf le POEA, no CAS 61791-26-2) présentaient un faible potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine. On a jugé que les substances mentionnées plus haut nécessitaient une évaluation plus poussée, car des alertes relatives à leur structure ou une utilisation causant une forte exposition des consommateurs laissent à penser qu’elles pourraient poser des risques pour la santé humaine ou l’environnement. La présente évaluation étudie plus avant la possibilité que les PPG, le PF et le POEA du sous-groupe des ANEO soient nocifs pour la santé humaine, ainsi que la possibilité que les trois AES, les huit AE, les deux OPE et tous les ANEO soient nocifs pour l’environnement afin d’atteindre une conclusion au sens de l’article 64 de la LCPE sur l’acceptabilité du risque qu’ils posent à l’environnement ou la santé humaine.

Les PPG n’existent pas naturellement dans l’environnement, ils sont produits industriellement et leurs utilisations sont généralisées. On a déclaré qu’au Canada, ils étaient utilisés dans les enduits pour les papiers et les boîtes de conserve, les enduits laminés, les encres, les teintures de textiles, les matériaux faits de papier, les peintures, les produits pharmaceutiques, les pesticides, les jouets, les produits de soins personnels, ainsi que par les procédés de fabrication de pâte, dans les systèmes de traitement des eaux par ultrafiltration ou osmose inversée et pour la transformation des aliments. Les PPG peuvent également être utilisés comme composants dans des additifs indirects employés dans des établissements de transformation alimentaire et comme composants dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire. D’après les renseignements présentés en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, plus d’un million de kilogrammes de PPG avaient été importés ou synthétisés au Canada en 2014. Les PPG ne contiennent aucun groupe chimique réactif fonctionnel ou d’autres caractéristiques structurelles suscitant des préoccupations pour la santé humaine. Selon les directives de classification de l’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (USEPA 2004), les PPG ont un profil faible de nocivité pour la santé humaine. Étant donné leurs propriétés physico-chimiques, on prévoit que les expositions directes (orales, cutanées ou par inhalation) et indirectes (par la consommation d’eau) de la population générale aux PPG devraient être minimales.

Le paraformaldéhyde n’existe pas naturellement dans l’environnement. Il est produit industriellement à partir du formaldéhyde, qui lui existe naturellement dans l’environnement. Il a de nombreuses utilisations dont la plus importante est comme substance première pour la production de formaldéhyde. Or, le paraformaldéhyde est consumé pendant la fabrication, ne laissant que des traces de paraformaldéhyde ou de formaldéhyde inaltérés dans les produits disponibles pour les consommateurs. Au Canada, on utilise le paraformaldéhyde pour fabriquer des adhésifs, des produits d’étanchéité, des produits agricoles, des enduits, des encres, des produits pharmaceutiques, des pesticides, des jouets et d’autres produits disponibles aux consommateurs. Il peut également être employé comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire. Plus d’un million de kilogrammes de paraformaldéhyde ont été importés ou synthétisés au Canada en 2014. Le paraformaldéhyde ne contient aucun groupe chimique réactif fonctionnel ou d’autres caractéristiques structurelles suscitant des préoccupations pour la santé humaine. Selon les directives de classification de l’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (USEPA 2004), le paraformaldéhyde présente un profil modéré de nocivité pour la santé humaine. Les expositions directes et indirectes de la population générale au paraformaldéhyde devraient être minimales. Bien que cette substance soit une source potentielle de libération de formaldéhyde, cette libération serait très lente aux températures ambiantes, et donc, les concentrations atmosphériques de formaldéhyde devraient rester faibles en présence de paraformaldéhyde.

Les AES sont des surfactants anioniques qui n’existent pas naturellement dans l’environnement. L’information disponible nous indique que l’on trouve principalement les trois AES visés par la présente évaluation préalable dans des produits disponibles aux consommateurs. Ils ne sont pas synthétisés au Canada, mais on en a importé une quantité combinée totale dépassant dix millions de kilogrammes en 2014. Au vu des profils actuels d’utilisation, il est peu probable que les trois AES soient susceptibles de nuire à l’environnement.

Les AE sont des surfactants non ioniques qui n’existent pas naturellement dans l’environnement. Selon l’information disponible, plusieurs secteurs utilisent les huit AE visés par la présente évaluation préalable : ils se retrouvent principalement dans des produits disponibles aux consommateurs comme des nettoyants. On a déclaré qu’une masse combinée totale entre un million et dix millions de kilogrammes avait été importée en 2014. Au vu des profils actuels d’utilisation, il est peu probable que les huit AE soient susceptibles de nuire à l’environnement.

Les OPE sont des surfactants non ioniques qui n’existent pas naturellement dans l’environnement. Selon les renseignements disponibles, les deux OPE visés par la présente évaluation préalable sont principalement employés dans des peintures, des enduits et des produits disponibles aux consommateurs. En 2014, on en a importé au total entre 0,1 million et 1 million de kilogrammes. Au vu des profils actuels d’utilisation, il est peu probable que les deux OPE soient susceptibles de nuire à l’environnement. On a noté toutefois que les NPE (le nonylphénol et ses éthoxylates) et les OPE avaient des structures semblables et des propriétés physico-chimiques similaires. De plus, les NPE et les OPE posent des dangers écotoxicologiques similaires et leurs produits de dégradation ont un potentiel similaire d’être des perturbateurs endocriniens œstrogéniques. Donc, du point de vue environnemental, on ne devrait pas considérer les deux OPE surfactants visés par la présente évaluation préalable comme des produits de remplacement adéquats des NPE. Dans le rapport original d’évaluation des substances de la Liste des substances prioritaires de 2001, il a été conclu que le nonylphénol et ses éthoxylates pénètrent dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. Par conséquent, il a été conclu que le nonylphénol et ses éthoxylates sont « toxiques », d’après la définition donnée à l’alinéa 64a) de la LCPE.

Les ANEO sont des surfactants aminés qui n’existent pas naturellement dans l’environnement. L’information disponible nous indique que les six ANEO visés par la présente évaluation préalable sont principalement utilisés pour l’extraction du pétrole et du gaz, comme fluide pour l’usinage des métaux et dans des produits disponibles aux consommateurs. Entre 1 million et 10 millions de kilogrammes (masse combinée totale) ont été importés en 2014. Au vu des profils actuels d’utilisation, il est peu probable que les six ANEO puissent susciter des préoccupations pour l’environnement au Canada. Les ANEO ne comportent aucun groupe fonctionnel réactif ou d’autres caractéristiques structurelles liées à des préoccupations pour la santé humaine. Une des substances du sous-groupe des ANEO, le POEA, présente un profil modéré de danger pour la santé humaine. Au vu de son utilisation généralisée, les expositions directe et indirecte des humains au POEA devraient être modérées. Cependant, la marge d’exposition (ME) calculée est considérée comme suffisante et le risque pour la santé devrait être nul.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation préalable, les 21 substances présentent un faible risque d’effets nocifs pour l’environnement. Il est conclu que les 21 substances visées par la présente évaluation ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière de tous les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les 21 substances visées ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car elles 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 les 21 substances évaluées dans l’évaluation préalable ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE), la ministre de l’Environnement et la ministre de la Santé ont réalisé l’évaluation préalable de 21 substances désignées collectivement par le Plan de gestion des produits chimiques comme étant le groupe des poly(alkoxylates/éthers). On a priorisé l’évaluation des substances de ce groupe, car elles répondent aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison d’autres préoccupations (ECCC et SC [modifié 2017]). Une substance de ce groupe, de n^o CAS^{Note de bas de page 3} 68155‑39‑5, a déjà été évaluée lors de l’Examen préalable rapide des substances préoccupantes (Environnement Canada et Santé Canada [modifié 2013]), qui avait trouvé qu’elle ne satisfaisait à aucun des critères formulés à l’article 64 de la LCPE. Toutefois, en 2015, la Démarche d’établissement des priorités d’évaluation des risques (Canada 2015b) l’a désignée comme étant prioritaire pour une évaluation plus poussée sur la base de renseignements présentés en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada et Santé Canada 2014) qui indiquaient une forte hausse des activités commerciales touchant ce polymère au Canada, par rapport à celles considérées lors de l’évaluation de 2013.

Plusieurs polymères de poly(alkoxylate/éther) visés par cette évaluation préalable sont des ingrédients actifs ou des formulants homologués de produits antiparasitaires. Ces utilisations sont régies par l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires. Ainsi, cette évaluation ne tiendra compte que des effets potentiels des poly(alkoxylate/éther) sur la santé humaine et l’environnement découlant de l’utilisation de ces substances à des fins autres qu’antiparasitaires.

Les 21 substances visées par cette évaluation préalable sont collectivement désignées comme étant le groupe des poly(alkoxylates/éthers). Nous avons réparti 19 d’entre elles dans les sous-groupes des AE, AES, OPE et ANEO, y compris les alkyl(de suif)amines éthoxylées (n^o CAS 61791‑26‑2 ou POEA). Ces sous-groupes ont des similitudes structurales qui permettent une caractérisation groupée de l’exposition, du danger et des risques. Ainsi, nous avons collectivement évalué les risques posés par chaque groupe à partir des profils d’exposition et de danger. Les deux substances restantes - le PPG et le paraformaldéhyde - sont abordées dans des chapitres séparés. Pour plus de clarté, dans la présente évaluation préalable, nous utiliserons le mot classe pour désigner le grand éventail de polymères ayant une structure et des propriétés similaires, et les mots groupe ou sous-groupe pour désigner le sous-ensemble de substances visées par la présente évaluation.

Les 21 substances du groupe des poly(alkoxylates/éthers) avaient déjà été évaluées par la démarche d’examen préalable rapide. La démarche et les résultats de son application sont présentés dans le chapitre sur les résultats de l’évaluation préalable du rapport intitulé Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères (ECCC et SC 2018). On trouvera à l’annexe, une présentation des démarches d’évaluation préalable rapide portant sur l’environnement et la santé humaine. Ces démarches ont permis de constater que le PPG et le paraformaldéhyde avaient un faible potentiel de nuire à l’environnement et que les AES, AE, OPE et ANEO (hormis le POEA) présentaient un faible potentiel d’être nocifs pour la santé humaine. Les résultats présentés dans la Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères et tout autre renseignement pertinent publié après la parution de ce rapport soutiennent les conclusions relatives à l’article 64 de la LCPE dans la présente évaluation préalable.

La présente évaluation préalable prend en compte de nouveaux renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les dangers, les utilisations et l’exposition, y compris des renseignements communiqués par des parties intéressées. Nous avons colligé les données pertinentes publiées avant septembre 2017. Les données empiriques tirées d’études importantes ainsi que des résultats issus de modèles prévisionnels, le cas échéant, ont servi à tirer les conclusions. Lorsqu’elle était disponible et pertinente, nous avons utilisé l’information contenue dans des évaluations effectuées par d’autres instances.

Le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE de Santé Canada et d’Environnement et Changement climatique Canada a rédigé la présente ébauche d’évaluation préalable qui inclut la contribution d’autres programmes de ces deux ministères. Les parties de la présente évaluation préalable portant sur l’environnement ont fait l’objet d’examens ou de consultations externes. M. David Shortt (KAND EHS Services), M. Geoff Granville (GC Granville Consulting Corp.) et le P^r Karsten Liber (centre de toxicologie, Université de Saskatchewan) ont émis des commentaires sur les aspects techniques liés à l’environnement. En outre, l’ébauche de cette évaluation préalable a été publiée le 13 décembre 2019 et a fait l’objet d’une consultation publique de 60 jours. Bien que les commentaires de tiers aient été pris en compte, Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada demeurent responsables du contenu final et des conclusions de la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d’évaluation préalable repose sur des renseignements critiques permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. À cette fin, nous avons examiné les données scientifiques et adopté une démarche basée sur la pondération des éléments de preuve et le principe de précaution^{Note de bas de page 4} . La présente évaluation préalable contient les renseignements et les considérations critiques sur lesquels reposent les conclusions proposées.

2. Polypropylène glycol (PPG)

2.1 Identité de la substance

Le polypropylène glycol (PPG), aussi connu sous le nom d’oxyde de polypropylène, résulte de la polymérisation d’oxyde de propylène (2-méthyloxiane) avec le propylène glycol [(2R)-1,2-propanediol] (figure 2-1). En choisissant la méthode de polymérisation (cationique, anionique, coordination), l’amorceur, les réactifs, l’ordre de l’addition et les conditions de réaction, on peut produire du PPG ramifié ou linéaire, ayant un degré variable de polymérisation ou un nombre, n, moyen variable d’unités (Herzberger et coll. 2016, Gagnon 2000). On prévoit qu’aucun monomère résiduel (l’oxyde de propylène ou le propylène glycol) ne subsiste, car le procédé de fabrication comporte plusieurs stades de purification qui visent à retirer toutes les impuretés. Normalement, n tombe entre 3 et 69, ce qui se traduit par une fourchette de poids moléculaire allant de 200 à 4000 g/mol (MAK 2012). Selon les diverses nomenclatures, ces différentes formes du PPG portent des noms différents. Le nom donné par nomenclature internationale des ingrédients cosmétiques (INCI) est notamment l’abréviation « PPG » suivi du nombre moyen de monomères, n. Par exemple, si n est 3, nous aurons PPG‑3. Toutefois, on peut aussi nommer un PPG en utilisant son poids moléculaire moyen dans le nom (Fiume et coll. 2012). Par exemple, le PPG 200 a un poids moléculaire d’environ 200 g/mol. Le PPG ne contient pas de groupe fonctionnel réactif associé à des effets nocifs sur la santé humaine (USEPA 2010). Les PPG sont des liquides non volatils. En passant des polymères les plus légers aux plus lourds, les PPG sont d’abord miscibles puis deviennent très insolubles (Larrañaga et coll. 2016, MAK 2012).

2.2 Propriétés physico-chimiques

Les propriétés physico-chimiques du PPG sont présentées au tableau 2.1.

2.3 Sources et utilisations

Le PPG n’existe pas naturellement dans l’environnement, il est produit industriellement et ses utilisations sont généralisées.

Le PPG a été visé par une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une autre à participation obligatoire, conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015).

Le tableau 2.2 présente un sommaire des quantités totales manufacturées, importées et utilisées en 2014. Les sources mentionnent certaines utilisations du PPG au Canada comme agent anti-mousse, auxiliaire à l’absorption, surfactant, agent moussant, lubrifiant et durcisseur ou résine dans les systèmes d’adhésion, agent de réticulation, concentré de couleur, barrière contre l’humidité, adhésif pour revêtement de sol, agent de démoulage et additif à l’eau des chaudières. On l’a aussi utilisé dans la production d’enduits pour papiers et boîtes de conserve, de pâte, d’enduits laminés, d’encres, de teintures à tissus, de matériaux à base de papier, de peintures, de produits pharmaceutiques, de pesticides, de jouets et de produits de soin personnels, comme composant dans un additif indirect utilisé dans des usines de transformation alimentaire, comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, ainsi que dans les systèmes de traitement d’eau par ultrafiltration et osmose inverse^{Note de bas de page 5} .

À l’échelle mondiale, les différentes formes de PPG sont utilisées comme additifs dans les fluides pour l’usinage des métaux, comme plastifiant, agent anti-mousse, comme additif dans les industries du caoutchouc et de la peinture, comme matières premières pour la synthèse de mousses et de résine d’uréthane, surfactants, éthers et esters de polypropylène et pour la production de préparations cosmétiques (surtout ceux de poids moléculaire supérieur à 1200) [MAK 2012]. Le PPG se retrouve dans plusieurs formulations du polyuréthane. On l’utilise pour modifier la rhéologie, comme agent mouillant et comme dispersant. Le PPG figure dans le Règlement de la Commission européenne comme substance acceptable dans les plastiques qui entrent en contact avec les aliments, sans restriction liée à la migration ou de spécifications de poids moléculaire (EFSA 2011). Aux États-Unis, le PPG est un additif alimentaire indirect dont l’usage est homologué comme composant des enduits résineux ou polymères (21 CFR 175 300), des adhésifs (21 CFR 175-105), et des papiers et cartons en contact avec des aliments gras aqueux (21 CFR 176 170). Les formes de PPG dont le poids moléculaire dépasse 1000 sont utilisées comme additif à l’eau des chaudières (21 CFR 173 310) et agent anti-mousse (agent actif de surface, 21 CFR 173 340). On utilise le PPG comme solvant pour les cires, les résines, les produits nettoyants, les produits pour la vaisselle et les fluides hydrauliques. Il est aussi un ingrédient des balles de peinture, des antigels et des liquides pour frein (Polymer-Search 2017, Larrañaga et coll. 2016, ACI 2017).

Abréviation - N.D. : non disponible.
^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).

Nous avons interrogé différentes bases de données gouvernementales nationales pour découvrir les autres utilisations possibles du PPG au Canada. Ces utilisations figurent au tableau 2‑3.

Abréviations : O : oui, N : non.
^a Santé Canada [modifié 2017], communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^b Communication personnelle; courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence. Même s’ils ne sont 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 alimentaire et pouvant devenir des résidus fortuits dans les aliments (p. ex., nettoyants, assainissants).
^c BDPP [modifié 2017], communication personnelle courriel de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^d BDIPSN [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^e BDPSNH [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^f Santé Canada [modifié 2015].
^g Communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^h Communication personnelle, courriel de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
ⁱ Association canadienne du jouet (ACJ 2017).

2.4 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

ECCC (2016) donne les données critiques et les arguments présentés lors de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères qui ont servi à évaluer les effets nocifs potentiels propres à la substance sur l’environnement.

Ce dernier rapport indiquait que le PPG ne contenait pas de groupe fonctionnel réactif suscitant des préoccupations accrues pour l’environnement. Donc, on y a caractérisé la substance comme ayant un faible potentiel de poser un risque pour l’environnement et il est ainsi improbable qu’elle suscite des inquiétudes pour les organismes ou l’intégrité plus globale de l’environnement au Canada.

2.5 Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

2.5.1 Évaluation de l’exposition

2.5.1.1 Exposition directe

On ne prévoit pas que la population générale soit directement exposée aux différentes formes du PPG lorsqu’elles sont employées par l’industrie, car ces substances sont utilisées dans un système fermé. De plus, les rejets de PPG occasionnés par les utilisations finales sont limités, car les différents PPG sont surtout combinés à d’autres substances des systèmes scellés qui sont thermiquement stables et résistantes à l’hydrolyse. Ces produits se biodégradent dans des conditions ambiantes et sont effectivement éliminés par les systèmes de traitement des eaux usées ou STEU (Dow 2014).

Exposition par voie orale

Au chapitre des matériaux d’emballage alimentaire, le PPG peut être utilisé comme agent anti-mousse pour la fabrication de papier, de carton, d’enduits de papier et de carton et dans les adhésifs. Il existe donc trois scénarios pour la migration potentielle de la substance depuis l’emballage alimentaire aux aliments. En théorie, les adhésifs n’ont pas de contact direct avec les aliments en raison d’une barrière ou d’une couche prévenant la migration des composants depuis l’adhésif vers les aliments. Même en supposant l’exposition des consommateurs par des voies alimentaires en intégrant le pire scénario théorique (fondé sur une migration de tout le PPG de ces applications d’emballage dans les aliments), l’exposition devrait être très faible. Le PPG peut également être employé comme composant d’un additif indirect utilisé dans les établissements de transformation des aliments et l’exposition à cette substance devrait être négligeable (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, mai 2017, sans référence).

Exposition par voie cutanée

Considérant la faible valeur de log K_oe de l’éventail des PPG (1,7 à 3), nous prévoyons une certaine absorption cutanée des PPG de faible poids moléculaire (de 200 à 500 g/mol, soit de PPG‑3 à PPG‑7) [OMS 2006]. Toutefois, pour la majorité des PPG (poids moléculaire supérieur à 500 g/mol), l’absorption cutanée devrait être minimale.

Selon les notices soumises à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, les divers PPG sont présents dans certains cosmétiques au Canada, comme les dissolvants d’adhésifs, les nettoyants, les colorants capillaires permanents, les hydratants, les shampoings, les produits coiffants et les dentifrices (courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux de Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence). Les données indiquent qu’environ 15 % de ces produits contiennent des PPG‑3 ou des PPG‑7. On a déclaré que la concentration des PPG dans ces cosmétiques était inférieure à 10 %. À partir de ces données, nous pouvons estimer à l’aide du logiciel E‑FAST (2014) que l’exposition cutanée au PPG‑3 (le pire cas pour l’absorption cutanée) est de 2,6 µg/kg p.c./jour (chronique ou sur toute la vie) et 43 µg/kg p.c./jour (aiguë) pour les utilisations générales, comme l’emploi de nettoyants (E‑FAST 2014). Étant donné la distribution des poids moléculaires des PPG (surtout au-dessus de 500 g/mol), on peut prévoir que l’exposition par voie cutanée aux PPG sera plus faible que celle estimée par E‑FAST.

Exposition par inhalation

À cause de leur faible volatilité, l’inhalation des divers PPG est improbable, sauf si un brouillard est formé par une agitation violente ou une température élevée (TOXNET 2017). Dans le cas des nettoyants à usage général, le logiciel E‑FAST (2014) a estimé que l’exposition par inhalation du PPG‑3 (le pire cas) était de 13 µg/kg p.c./jour (chronique/durée de la vie) et 175 µg/kg p.c./jour (aiguë). La concentration maximale a été estimée à 2,7 mg/m³ (E‑FAST 2014). Étant donné la distribution des poids moléculaires des PPG (surtout au‑dessus de 500 g/mol) et leur basse pression de vapeur, on peut prévoir que l’exposition par inhalation aux PPG sera plus faible que celle estimée par E-FAST.

Produits de santé naturels et produits pharmaceutiques en vente libre

Le PPG figure dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN [modifiée 2021]) qui ont un rôle non médicinal. Il peut être utilisé comme agent anti‑mousse ou agent revitalisant pour la peau jusqu’à une dose journalière admissible groupée de 1,5 mg/kg p.c./jour avec de l’oxyde de 1,2‑époxypropène et du dipropène glycol et jusqu’à 22 % pour une utilisation topique dans une formulation non irritante. Les PPG figurent dans la Base de données des produits de santé naturels homologués comme ingrédient non médicinal présent dans plusieurs produits de santé naturels au Canada (BDPSNH [modifiée 2021], BDPP [modifiée 2021]).

Pesticides

Le PPG figure dans la liste des produits de formulation des pesticides dressée par l’ARLA (Santé Canada 2010a). On le trouve dans 255 produits pesticides, dont des herbicides, insecticides, régulateurs de croissance des insectes, insectifuges, adjuvants, régulateurs de la croissance végétale, algicides pour piscine, myxobactéricides et peintures antisalissures (communication personnelle, Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, mai 2017, sans référence).

Autres produits

Selon l’Association canadienne de produits de consommation spécialisés (ACPCS), le PPG est présent dans 11 produits de consommation (communication de l’ACPCS, juin 2017, sans référence).

L’industrie forestière utilise le PPG comme agent anti-mousse dans le procédé de fabrication de la pâte lors de la fabrication d’enduits pour le carton (Environnement Canada 2015).

Selon l’Association canadienne du jouet (ACJ 2017), le PPG est utilisé comme polymère dans des jouets.

2.5.1.2 Exposition indirecte

Les divers PPG sont peu volatils et leur hydrosolubilité varie. S’ils sont mélangés à l’eau, ils tendent à rester dissous et peuvent être transportés par l’eau dans laquelle ils ont été rejetés. Toutefois, ils se biodégradent dans l’environnement avec un taux de décomposition d’environ 90 % après 28 jours (West et coll. 2007). Les STEU éliminent efficacement les PPG (DOW 2014). En conséquence, l’exposition indirecte de la population générale aux PPG par les milieux environnementaux, comme l’eau potable, devrait être minime.

2.5.2 Évaluation des effets sur la santé

Les résultats de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères indiquaient qu’il fallait évaluer davantage le PPG, en raison du signalement de sa toxicité potentielle pour le système nerveux central ainsi que de sa toxicité pour le cœur. Or, le polymère ne contient pas de structure associée à des effets nocifs sur la santé humaine. Les polymères sont en général moins toxiques que leur monomère puisqu’ils sont plus gros et qu’ils ne sont pas absorbés aussi efficacement par voie cutanée ou orale que les monomères plus petits. Contrairement à l’éthylène glycol, le propylène glycol ne cause pas chez l’humain la néphrotoxicité causée par l’oxalate de calcium, un métabolite. Puisque le propylène glycol n’est pas métabolisé en acide oxalique, l’oxalate de calcium n’est pas déposé dans les reins (ATSDR 2007).

L’absorption des PPG dans la voie gastro-intestinale et leur toxicité dépend de leur poids moléculaire. Ce sont les espèces au poids moléculaire moins élevé qui sont les plus toxiques. La toxicité augmente d’abord avec le poids moléculaire, atteint un maximum pour les PPG 600 et PPG 750, puis diminue pour les PPG dont le poids moléculaire est encore plus élevé. Les PPG dont le poids moléculaire est de 2000 ou plus ont une très faible toxicité aiguë (TOXNET 2017). Les symptômes d’intoxication aiguë aux PPG de faible poids moléculaire, observés lors d’études sur des animaux sont l’excitation du système nerveux central et les arythmies cardiaques (MAK 2012).

La Food and Drug Administration des États-Unis considère que le monomère, le propylène glycol (n^o CAS 51-55-6) est « généralement sûr comme additif alimentaire direct dans les conditions d’utilisation prévues », tel que mentionné au paragraphe 184.1666 du titre 21 du Code des règlements fédéraux, comme PPG de qualité alimentaire.

La toxicité orale aiguë des PPG est faible, la DL₅₀ variant de 2910 mg/kg p.c. pour le PPG 425 à 9760 mg/kg p.c. pour le PPG 2025 (Shaffer et coll. 1951). La toxicité aiguë par voie cutanée des PPG 425, PPG 1025 et PPG 2025 chez le lapin est faible et la DL₅₀ dépasse 10 000 mg/kg p.c.

On a administré par intraveineuse une dose de 20 mg/kg p.c. de PPG 400 en solution aqueuse à des chiens. Les résultats d’un électro-encéphalogramme (EEG) indiquent une hausse de l’activité électrique dans tous les lobes cérébraux. On a observé les mêmes résultats à l’EEG chez des chiens après l’administration par intraveineuse d’une solution aqueuse de PPG 750 et d’une solution aqueuse de PPG 1200 (doses de 10 mg/kg p.c.). Les tracés de l’électrocardiogramme suivant l’administration de PPG 400 et PPG 750 indiquent des changements du rythme cardiaque. Toutefois, on n’a pas observé de telles réactions après l’administration de PPG 1200 ou de PPG 2000 (Andersen 1994, Shideman et Procita 1951). Des manifestations de la hausse de l’activité du système nerveux central sous la forme d’une hausse des réflexes myotatiques, des spasmes musculaires et des mouvements ont aussi été observées avec l’administration de PPG 400, de PPG 750 et de PPG 1200. On a noté que des doses supérieures (25 mg/kg p.c.) induisaient des convulsions (Shideman et Procita 1951).

L’inhalation de vapeur de PPG en quantité où il serait toxique est improbable, car ces substances ont une faible pression de vapeur. Selon Andersen (1994), les PPG n’irritent pas la peau, mais la plupart sont légèrement irritants pour les yeux. On n’a pas observé de sensibilisation cutanée lors d’une étude de 300 hommes soumis à une application cutanée répétée de PPG 2000 non dilué sur la peau (Andersen 1994).

Lors d’une étude d’administration de PPG 2000 en doses orales subchroniques de 275 à 501 mg/kg p.c./jour, pendant 90 jours, aucun effet nocif histopathologique, hématologique ou de chimie clinique n’a été observé (MAK 2012). Des réductions du poids corporel n’ont été notées qu’aux doses les plus élevées. Des effets semblables ont été observés lors d’une étude sur 90 jours au cours desquels des chiens reçurent des doses orales de PPG à raison de 526 à 810 mg/kg p.c./jour (MAK 2012, Andersen 1994, AIHA 1980). Lors d’une autre étude, de cent jours, on a administré à des rats du PPG 750 à des concentrations de 0,1 ou 1 % à des doses de 50 ou 500 mg/kg p.c./jour. Le PPG 750 (à 0,1 %) n’a pas causé d’effets nocifs. Chez le groupe ayant reçu un traitement de 1 % de PPG 750, on a noté une légère hausse de la masse du foie et des reins, mais aucun changement histologique. Nous adoptons donc une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 500 mg/kg p.c./jour. Aucune de ces doses n’a induit d’effet stimulant sur le système nerveux central (AIHA 1980). Lors d’une autre étude de toxicologie subchronique par voie orale, l’administration de PPG 2000 produit une légère réduction de la croissance et du poids corporel, alors que l’administration de PPG 750 à des chiens et des rats a provoqué de légères hausses de la masse du foie et des reins chez ces derniers. On n’a signalé aucun autre effet lié au traitement. Une étude d’exposition subchronique par voie orale n’a pas révélé d’effet aux doses de 1 mL/kg p.c., mais à 5 et à 10 mL/kg p.c., elle a induit un faible ralentissement de la croissance (CIR 2013).

La British Industrial Biological Research Association a signalé qu’une épreuve de mutation bactérienne d’Ames avait montré que des PPG de masse moléculaire et de pureté non définies étaient mutagènes (BIBRA 1990). Le groupe scientifique sur les contaminants dans la chaîne alimentaire (groupe CONTAM) de l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA) considère que ce résultat peut être écarté à la lumière de l’information sur l’absence de génotoxicité du propylène glycol monomère. Le groupe CONTAM a aussi signalé que deux études de toxicité chronique sur le propylène glycol monomère ne comportaient aucune preuve d’effet cancérogène (OCDE 2001). Il existe peu de données sur la toxicité du PPG sur le développement ou la reproduction. Toutefois, le groupe CONTAM a noté que la CIR (2013) considérait que le propylène glycol monomère n’avait pas d’effet nocif sur la reproduction ou le développement, lorsqu’il a été évalué sur des souris à des concentrations inférieures à 5 %, sur des rats à des doses inférieures ou égales à 1600 mg/kg p.c./jour et sur des lapins à des doses inférieures ou égales à 1230 mg/kg p.c./jour.

Le Comité scientifique de l’alimentation humaine (CSAH 1986) a adopté une dose journalière admissible (DJA) de 1,5 mg/kg p.c. (DJA groupée pour le polypropylène glycol et le dipropylène glycol) qui a été approuvée par le groupe CONTAM. Il existe peu de données toxicologiques sur le PPG, notamment sur sa toxicité à des doses chroniques et pour la reproduction. Toutefois, le groupe CONTAM considère que les valeurs de ces paramètres pourraient être déduites de la lecture croisée du propylène glycol monomère et il considère qu’elles sont faibles (EFSA 2011). L’utilisation des PPG dans des produits cosmétiques est sûre à une concentration jusqu’à 50,0 % (Fiume et coll. 2012, Andersen 1994) pour une DJA établie par le CSAH en 1986 (DJA de 1,5 mg/kg p.c.) sur la base d’un scénario considérant des PPG de divers poids moléculaires de PPG, y compris en combinaison avec des monomères et des dimères.

2.5.3 Caractérisation des risques sur la santé humaine

Dans la présente évaluation préalable, nous avons déterminé les risques sur la santé humaine en considérant à la fois le danger et les expositions directes et indirectes à la substance découlant des utilisations actuelles déclarées lors d’une enquête à participation facultative et d’une autre menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, ainsi que les utilisations recensées dans des bases de données gouvernementales.

En général, les problèmes de santé signalés, tels que la stimulation du système nerveux central et les arythmies cardiaques, étaient associés aux oligomères de faible poids moléculaire du PPG et ils ont été observés surtout après administration par intraveineuse. On n’a pas observé de tels effets à la suite de l’administration par voie orale ou cutanée d’un PPG de poids moléculaire supérieur à 2000. La polydispersité (l’éventail de poids moléculaire d’un produit) est généralement étroite. Ainsi, les oligomères de faible poids moléculaire n’ayant pas réagi ne devraient pas se retrouver dans les produits. Une étude de toxicité subchronique nous donne une DSENO de 500 mg/kg p.c./jour. Toutefois, puisque seuls les emballages alimentaires, les produits de santé naturels et les produits pharmaceutiques occasionnent une exposition par voie orale, les PPG en cause se limitent à l’éventail de poids moléculaires approuvés pour les PPG de qualité pharmaceutique ou alimentaire et qui ne posent pas de risque pour la santé. Le CSAH (1986) a trouvé une DJA de 1,5 mg/kg p.c./jour, pour le scénario de la pire éventualité, soit celui incluant les monomères et dimères. Cette valeur comporte également des marges d’incertitude (sécurité), mais indique que même le monomère peut être toléré en quantités de l’ordre du milligramme sur des périodes d’ingestion chronique. Cette valeur ne peut être comparée directement à l’exposition potentielle par les produits pharmaceutiques comme ingrédient non médicinal, qui est supérieure à la limite de l’OMS de 25 mg/kg p.c. (CHMP/EMEA, 2017), car cette valeur s’applique à tous les produits à base de glycol, et non seulement aux PPG, et ne tient pas compte des facteurs d’incertitude. On s’attend à ce que l’exposition réelle aux PPG dans des applications médicinales soit beaucoup plus faible que l’exposition à la valeur totale des produits à base de glycol indiquée ci-dessus.

Il n’existe pas suffisamment d’études sur l’exposition cutanée chronique au PPG ou au propylène glycol monomère. Toutefois, on ne peut établir une marge d’exposition à partir des valeurs de l’exposition cutanée. Nous ne prévoyons pas d’effets toxiques aigus ou subchroniques sur la santé résultant de l’exposition cutanée au PPG à cause de la faible toxicité aiguë par voie cutanée des polymères et du monomère (propylène glycol). Les études ont aussi montré que lorsque le PPG et le propylène glycol sont appliqués sur la peau, ils ne sont pas irritants et ne sont pas des sensibilisants de la peau (CIR 2013). Les PPG de poids moléculaires supérieurs à 500 ne sont pas bien systématiquement absorbés par voie cutanée à cause de leur fort poids moléculaire. On s’attend à ce que l’exposition cutanée au PPG par l’intermédiaire des produits manufacturés offerts aux consommateurs soit faible, car ils ne sont pas facilement libérés une fois intégrés à une matrice solide et, en raison de la taille des molécules, seraient mal absorbés.

Puisque nous ne disposons pas d’études sur l’exposition subchronique aux PPG par l’inhalation, nous n’avons pas pu calculer de marge d’exposition à partir de valeurs estimées de l’exposition par inhalation. L’utilisation de certains produits disponibles aux consommateurs pourrait entraîner des expositions par inhalation. Or, les PPG ne présentent pas de réactivité chimique sur les muqueuses. Donc, le dépôt de particules dans les régions du rhinopharynx ou des bronches à la suite d’une inhalation accidentelle ne suscite pas d’inquiétude d’ordre toxicologique (CIR 2013).

On a démontré l’existence d’effets transitoires sur le système nerveux central et le cœur suivant l’administration de PPG de faible poids moléculaire par intraveineuse. Or, il ne s’agit pas d’une voie d’exposition généralement prévue d’absorption de produits disponibles aux consommateurs. Nous n’avons pas trouvé dans les publications scientifiques de mention de la cancérogénicité, de la génotoxicité ou de la toxicité pour la reproduction du PPG. Les éthers de glycol polymérisés ont une toxicité inférieure à celle de leur monomère. Le CSAH (1986) a évalué les PPG de poids moléculaire supérieur à 400 et obtenu une DJA de 1,5 mg/kg p.c./jour (EFSA 2011). Cette valeur vaut pour le monomère et le dimère, mais elle peut varier en fonction de la fourchette des poids moléculaires du polymère.

Compte tenu des expositions directes et indirectes des Canadiens aux PPG, ainsi que du faible risque généralement posé par les PPG, nous jugeons que le risque posé par ce polymère pour la santé humaine est faible.

3. Paraformaldéhyde (PF)

3.1 Identité de la substance

Le paraformaldéhyde (PF) est un polyéther produit par la polymérisation de formaldéhyde en présence d’eau (figure 3-1). Le degré de polymérisation, n, varie selon la méthode de préparation, les réactifs et les conditions de réaction (Franz et coll. 2016). Le paraformaldéhyde appartient à un groupe plus large de polymères du formaldéhyde appelé poly(oxyméthylènes) ou « POM ». Pour les POM de poids moléculaire n se situe entre 2 et 8, n se situe entre 8 et 100 pour le paraformaldéhyde et pour les POM de poids moléculaire élevé, n dépasse 100. La présente évaluation préalable ne porte pas sur les POM (no CAS 9002-81-7). Le paraformaldéhyde ne contient aucun groupe fonctionnel réactif associé à des effets nocifs sur la santé humaine (USEPA 2010). C’est un solide qui se décompose lentement en formaldéhyde gazeux même à température ambiante, un processus qui est accéléré par la chaleur. Dans l’eau chaude, le paraformaldéhyde subit une hydrolyse et une dépolymérisation et donne une solution de formaldéhyde (Franz et coll. 2016).

3.2 Propriétés physico-chimiques

Le tableau 3‑1 résume les propriétés physico-chimiques du paraformaldéhyde.

3.3 Sources et utilisations

Le paraformaldéhyde n’existe pas naturellement dans l’environnement. Il sert toutefois à la production du formaldéhyde, une substance abondante dans la nature (atmosphère et organismes vivants) (BDIPSN [modifié 2019]). On en produit industriellement de grandes quantités. Le formaldéhyde a déjà été évalué en vertu de la Loi canadienne de protection de l’environnement et y figure à l’annexe 1. Le paraformaldéhyde a de nombreuses utilisations, notamment comme substance génératrice de formaldéhyde. On considère que le paraformaldéhyde est une façon simple de polymériser le formaldéhyde, car on peut le préparer par une réaction d’hydrolyse à température contrôlée. En outre, contrairement à l’aldéhyde formique, une autre source de formaldéhyde, l’évaporation de la solution de paraformaldéhyde ne laisse pas de contaminants sous forme de résidus (Al-Adham et coll. 2013, Kiernan 2000). Le procédé consiste habituellement à chauffer (à 100 °C pendant environ 16 heures) une solution de paraformaldéhyde (Fernandez et coll. 1999).

Le paraformaldéhyde a été visé par une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une enquête à participation obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 3‑2 présente un sommaire des quantités totales fabriquées, importées et utilisées en 2014. Les sources interrogées ont déclaré certaines utilisations du paraformaldéhyde au Canada comme intermédiaire chimique, produit de formulation, composant de polymères, agent antimicrobien et médicament. La substance peut être utilisée dans les adhésifs, les produits d’étanchéité, les produits agricoles, les enduits, les encres, les emballages alimentaires, les produits pharmaceutiques, les pesticides, les jouets et d’autres produits disponibles aux consommateurs et comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire. Le paraformaldéhyde est également appliqué par fumigation (des granulés sont chauffés pendant l’utilisation, ce qui entraîne la libération de formaldéhyde gazeux) sur des matériaux fournis pour la nidification des abeilles (bois, plastique) et sur les alvéoles pendant la diapause précédant le stade prépupal (Santé Canada 2010b).

Abréviation - N.D. : non disponible.

^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).

Nous avons exploré un certain nombre de bases de données gouvernementales pour trouver d’autres utilisations potentielles du paraformaldéhyde au Canada. Le tableau 3‑3 énumère ces utilisations du paraformaldéhyde.

Abréviations - O : oui, N : non.
^a Santé Canada [modifié 2017], communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^b Communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^c BDPP [modifié 2017], communication personnelle, courriel de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^d BDIPSN [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^e BDPSNH [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^f Santé Canada [modifié 2015].
^g Communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^h Communication personnelle, courriel de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
ⁱ Association canadienne du jouet (ACJ 2017).

À l’échelle mondiale, on utilise le paraformaldéhyde pour remplacer les solutions aqueuses de formaldéhyde, notamment lorsque la présence d’eau interfère avec les procédés. Par exemple, l’industrie des plastiques l’utilise pour la préparation de résines à base de phénol, d’urée et de mélamine, ainsi que des résines de vernis, des résines thermodurcissables et des résines de fonderie. Ces résines sont utilisées comme poudres à mouler; dans l’industrie du bois, comme agents de conservation ainsi que comme liants des panneaux de particules, des contre‑plaqués et des meubles; comme résines de liaison pour les freins, abrasifs et teintures de fonderie; comme résines de finition pour les papiers et les textiles; comme agents de séchage et brillants pour les peintures; et comme vernis isolant des pièces électriques. D’autres utilisations sont la synthèse de substances organiques par les industries chimique et pharmaceutique, dans les laboratoires de biologie (comme fixateur), pour la production d’agents auxiliaires pour les textiles ainsi que la préparation de désinfectants et de déodorants (Santé Canada 2010b, CIRC 2012, Franz et coll. 2016).

Le paraformaldéhyde sert d’inhibiteur de corrosion, de piégeur de sulfure d’hydrogène de biocide lors d’activités de production pétrolière comme le forage, l’injection d’eau et la récupération assistée du pétrole (Gerberich et Seaman 2013). Il est utilisé comme fongicide et bactéricide dans des industries aussi variées que le raffinage du sucre de betterave et son entreposage. Pour prévenir la formation de moisissures dans les hôtels et les motels construits dans des zones humides, leurs exploitants suspendent souvent dans les placards de petits sacs contenant du paraformaldéhyde, avec ou sans agents antimites. On l’utilise pour fumiger les tiroirs contenant du matériel de coupe de cheveux et comme agent anti-moisissure dans les maisons de villégiature inoccupées. On emploie le paraformaldéhyde comme durcisseur gélatineux qui accélère les étapes du développement photographique. Il est également une matière première de production de formaldéhyde utilisée dans certains traitements de la fourrure. Le paraformaldéhyde entre dans la composition de certaines poudres antisudorifiques. On réduit le retrait du bois en le traitant avec des vapeurs de paraformaldéhyde chauffé (USEPA 2008, Ash et Ash 2004).

Le paraformaldéhyde est présent dans des pastilles contre les maux de gorge mineurs. En dentisterie, il a été utilisé comme lénitif (substance utilisée pour atténuer l’irritation ou la douleur) pour la dentine sensible et comme antiseptique dans les pâtes nécrosantes et pour les canaux radiculaires. Le paraformaldéhyde peut être utilisé pour décontaminer les appareils soupçonnés de contamination par des spores du Bacillus anthracis (Brayfield 2017). Le paraformaldéhyde est utilisé pour désinfecter des chambres des malades, des ustensiles d’hôpital, des vêtements et du linge. Il est un ingrédient actif de crèmes contraceptives (Merck 2013).

Environ 2 % du paraformaldéhyde produit aux États-Unis est utilisé dans des produits disponibles aux consommateurs (EPA 1991).

3.4 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

On trouvera dans ECCC (2016) les données critiques et les arguments présentés lors de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères qui soutiennent l’évaluation du potentiel d’effets nocifs propres à la substance sur l’environnement.

Le rapport précité indiquait que le paraformaldéhyde ne contenait pas de groupe fonctionnel réactif suscitant des préoccupations accrues pour l’environnement. On a donc caractérisé la substance comme ayant un faible potentiel de poser un risque pour l’environnement. Ainsi, il est improbable qu’elle suscite des inquiétudes pour les organismes ou l’intégrité plus globale de l’environnement au Canada.

3.5 Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

3.5.1 Évaluation de l’exposition

3.5.1.1 Exposition directe

On ne prévoit pas que la population générale soit directement exposée au paraformaldéhyde lorsqu’il est employé par l’industrie, car cette substance est utilisée dans un système fermé. De plus, le paraformaldéhyde et le formaldéhyde généré sont consumés par la réaction.

Étant donné la forte pression de vapeur du paraformaldéhyde, l’inhalation devrait être la voie d’exposition la plus critique. Or, la substance émise est le formaldéhyde. La transformation du paraformaldéhyde a lieu à température de la pièce à une vitesse très lente (Helander 1999). Aucune donnée quantitative probante n’a été trouvée pour le formaldéhyde émis à partir du PF dans un endroit résidentiel ou à l’intérieur, en général. Cependant, compte tenu de la lente libération de formaldéhyde à partir de PF à la température de la pièce, la quantité de formaldéhyde émise à partir de PF devrait être faible et, par conséquent, ne devrait pas contribuer de façon importante aux concentrations de formaldéhyde dans l’air intérieur. En moyenne, les concentrations de formaldéhyde mesurées sur une journée dans les maisons au Canada variaient de 20 μg/m³ à 40 μg/m³ (16 ppb à 32,5 ppb) ce qui est plus faible que les limites d’exposition recommandées pour l’air intérieur (Environnement Canada, Santé Canada 2013).

Le paraformaldéhyde figure sur la liste des formulants de pesticides de l’ARLA (avec une concentration maximale autorisée de 1 % dans les produits antiparasitaires) ainsi que sur la liste des ingrédients actifs des pesticides (désinfectants et fumigants). Il est présent dans un produit pesticide : un fumigant (communication personnelle, Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles de Santé Canada, mai 2019, sans référence).

Le paraformaldéhyde peut être utilisé dans la fabrication de certains matériaux d’emballage alimentaire, dont certains peuvent être en contact direct avec des aliments. Cependant, même en posant les pires scénarios théoriques (c.‑à‑d. la migration de l’intégralité de PF provenant de ces emballages vers les aliments), l’exposition (s’il y en a une) devrait être très faible (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments de la Direction générale des produits de santé et des aliments au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles de Santé Canada, mai 2017, sans référence).

Le PF figure comme ingrédient médicinal dans la BDIPSN (BDIPSN [modifiée 2021]). Cependant, il n’a pas été trouvé comme tel dans les produits de santé naturels actuellement homologués (BDPSNH [modifiée 2021]).

Selon l’Association canadienne de produits de consommation spécialisés (ACPCS), le paraformaldéhyde ne se trouve que dans un seul produit de consommation (communication personnelle, de l’ACPCS au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, mai 2017, sans référence). Selon l’Association canadienne du jouet, le paraformaldéhyde est utilisé comme polymère ou pigment dans les jouets (ACJ 2017).

Considérant la très faible valeur estimée de log K_oe (< -4) et le fort poids moléculaire (moyenne ~ 900 g/mole) du paraformaldéhyde, on ne s’attend pas à ce que son absorption par voie cutanée soit importante (plus que 10 %) (OMS 2006).

Pour conclure, on peut s’attendre à ce que l’exposition directe de la population générale au paraformaldéhyde (par voie orale ou cutanée ou par inhalation) soit minime.

3.5.1.2 Exposition indirecte

Dans l’éventualité d’un rejet imprévu de paraformaldéhyde dans l’environnement, on ne s’attend pas à ce qu’il se répartisse largement dans le milieu aquatique, en raison de sa très faible hydrosolubilité. Le paraformaldéhyde est biodégradable et se transforme en formaldéhyde dans les milieux aquatiques. À l’instar du formaldéhyde, le paraformaldéhyde se volatilise lentement depuis le sol, aux températures ambiantes. Ainsi, on s’attend à ce que l’exposition indirecte de la population générale au paraformaldéhyde par l’intermédiaire des milieux naturels, comme l’eau potable, soit minime.

3.5.2 Évaluation des effets sur la santé

La Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères a établi que l’évaluation du paraformaldéhyde devait être davantage poussée en raison d’indications d’une potentielle toxicité pulmonaire. C’est pourquoi nous considérerons que l’inhalation est la voie d’exposition la plus critique.

En raison de la capacité du paraformaldéhyde de libérer du formaldéhyde et de la difficulté de distinguer les effets toxicologiques des deux substances, on les évalue souvent de concert. S’il existe peu de données sur la toxicité du paraformaldéhyde, par contre, la toxicité du formaldéhyde est bien établie (Environnement Canada et Santé Canada 2013).

Selon une fiche de données de sécurité (FDS) sur le paraformaldéhyde d’une pureté de 100 % produit par Ted Pella inc. (FDS 2015), la substance présente une toxicité orale aiguë modérée chez le rat avec une DL₅₀ par voie orale de 800 mg/kg p.c. et une faible toxicité aiguë par voie cutanée chez le lapin avec une DL₅₀ de 10 000 mg/kg p.c. La toxicité du paraformaldéhyde par inhalation est modérée, la CL₅₀ sur 4 heures est de 1070 mg/m³ (FDS 2012). Le paraformaldéhyde est un irritant pour la peau et les yeux et vraisemblablement un sensibilisant par inhalation et par contact cutané. La FDS indique l’existence possible d’effets sur le foie d’après des données probantes chez l’humain. Toutefois, ni le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC 2018), ni le National Toxicology Program des États-Unis (NTP 2016), ni le National Institute for Occupational Safety and Health des États-Unis (NIOSH 2018) ne l’a classé comme cancérogène.

En revanche, le formaldéhyde présente une plus grave toxicité aiguë, avec une DL₅₀ par voie orale peu élevée de 100 mg/kg p.c. chez le rat, une toxicité aiguë par voie cutanée de 270 mg/kg chez le lapin et une CL₅₀ aiguë par inhalation de 203 mg/m³ sur 2 heures chez le rat. Il figure aussi sur les listes des substances cancérogènes du NTP (2010) et de l’IARC (2012).

Selon une FDS de la société Celanese, un essai d’aberration chromosomique des cellules ovariennes de hamster de Chine causée par le paraformaldéhyde s’est révélé négatif. Toutefois, un test d’échange in vitro de chromatides sœurs de cellules ovariennes du hamster de Chine avec et sans activation métabolique s’est révélé positif tout comme un essai de mutation génique sur cellules de lymphome de souris avec et sans activation métabolique (FDS 2015a). Cela donne à penser que la substance d’essai est mutagène et clastogène, cependant les renseignements obtenus ne permettent pas de distinguer les contributions du paraformaldéhyde de celles du formaldéhyde à ces effets.

3.5.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Dans la présente évaluation préalable, nous avons établi les risques pour la santé humaine en tenant compte du danger et de l’exposition directe ou indirecte à la substance occasionnée par les utilisations courantes recensées lors d’une enquête à participation facultative et d’une enquête menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE, ainsi que celles trouvées dans des bases de données gouvernementales.

Il existe peu d’information sur la toxicité du paraformaldéhyde. On sait toutefois que la toxicité aiguë du paraformaldéhyde est environ huit fois moindre que celle du formaldéhyde. Si, d’une part, il existe peu de données sur l’exposition sous-chronique ou chronique au paraformaldéhyde, d’autre part, en raison des résultats sur la toxicité aiguë présentés plus haut et de son poids moléculaire plus élevé, on prévoit qu’il sera moins toxique que le formaldéhyde. Compte tenu des utilisations relevées au Canada, l’exposition directe au paraformaldéhyde par voie orale et cutanée devrait être minime.

En se basant sur les fortes pressions de vapeur du formaldéhyde et du paraformaldéhyde, l’Environmental Protection Agency (USEPA) des États-Unis a conclu que l’inhalation est la voie d’exposition la plus critique. Santé Canada a évalué les risques pour la santé causés par le formaldéhyde et a conclu qu’il pénètre dans l’environnement au Canada en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie ou la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada 2001). On ne prévoit toutefois pas que les utilisations du paraformaldéhyde contribuent de manière importante à l’exposition au formaldéhyde, lesquelles ont été évaluées dans le Rapport d’évaluation de la Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP) sur le formaldéhyde.

L’Agence de protection de l’environnement des États-Unis a conclu que la présence de formaldéhyde et de paraformaldéhyde dans les pesticides n’était pas susceptible d’affecter la santé humaine pourvu que l’on ait mis en œuvre des mesures de réduction des risques (USEPA 2008). Au Canada, des mesures analogues concernant l’utilisation du formaldéhyde et du paraformaldéhyde dans les pesticides ont été adoptées (Santé Canada 2010b, 2011).

L’inhalation du paraformaldéhyde ne devrait pas poser un risque pour la santé humaine. L’exposition directe des consommateurs au paraformaldéhyde découlant de son emploi par l’industrie devrait être négligeable, puisque seulement 2 % du paraformaldéhyde synthétisé entre dans la production de produits directement accessibles aux consommateurs et que le formaldéhyde résultant réagit chimiquement avec d’autres composants du mélange réactionnel et n’existe plus dans les produits finis. Des traces de formaldéhyde peuvent être présentes, mais elles ne sont pas suffisantes pour poser un risque pour la santé, car on ne s’attend pas à ce qu’elles contribuent de manière importante aux concentrations ambiantes de formaldéhyde.

Certains utilisateurs pourraient être directement exposés en raison de l’utilisation commerciale par des professionnels comme fumigant ou fixateur en laboratoire. On s’attend à ce que les utilisateurs portent un équipement de protection individuelle et qu’ils ne soient exposés que brièvement pendant l’application ou la préparation. Lorsqu’il est utilisé comme fumigant, on s’attend à ce que personne ne soit présent dans la zone de traitement avant que la concentration de formaldéhyde ne soit revenue aux concentrations ambiantes normales. On prévoit que l’exposition à des fins médicales soit faible et que les avantages l’emportent sur les risques associés à la substance.

Compte tenu des profils d’utilisation actuels du paraformaldéhyde et de sa faible hydrosolubilité, on ne prévoit pas de rejets importants dans l’environnement. Par conséquent, on ne s’attend pas à des risques pour la santé associés à une exposition indirecte par l’eau potable.

Bien que le paraformaldéhyde présente une toxicité aiguë modérée par voie orale et une toxicité modérée par inhalation, compte tenu des expositions directe ou indirecte au paraformaldéhyde découlant d’utilisations connues au Canada, nous avons déterminé que le risque global pour la santé humaine occasionné par une exposition au paraformaldéhyde est faible.

4. Sulfates d’éthoxylate alcool (AES)

4.1 Identité des substances

Les trois substances (tableau 4-1) que nous considérons ici sont des surfactants anioniques que nous désignerons collectivement comme le sous-groupe des sulfates d’éthoxylate alcool (AES). La figure 4‑1 montre la structure représentative du sous-groupe des AES. Les AES sont synthétisés par une série de réactions chimiques, au cours desquelles un alcool à chaîne grasse (hydrocarboné) est éthoxylé, suivi d’une réaction de sulfatation pour introduire la fonctionnalité sulfate, et enfin neutralisé avec une base pour donner le surfactant final (Little 1991, Tadros 2012, Cowan-Ellsberry et coll. 2014). Les trois AES appartiennent à une classe plus large de surfactants anioniques de différentes longueurs de chaîne d’alcool gras, différents degrés d’éthoxylation et différents sels contre-ions. Cette plus grande famille d’AES est appelée la classe chimique. On représente généralement la classe des AES par la notation abrégée « C_xEO_nS », où x est la longueur de la chaîne alkyle et n est le degré d’éthoxylation (Cowan-Ellsberry et coll. 2014). Par exemple, on peut représenter par C₁₂EO₂S un AES avec une chaîne alkyle de douze atomes de carbone (C) et deux unités éthoxyle (EO).

En raison des similitudes entre les AES au sein de cette classe de substances, nous avons utilisé les données obtenues par lecture croisée dans cette classe lorsqu’elle était appropriée. Cela dit, la présente évaluation préalable ne vise que les trois substances énumérées au tableau 4‑1. Compte tenu de la chaîne des alcools gras, du degré d’éthoxylation et du contre-ion associé, la fourchette de poids moléculaire moyen s’étend de 283 à 900 et plus. Le monomère et les réactifs des trois surfactants AES sont présentés aux tableaux 4‑2, 4‑3 et 4‑4.

4.2 Propriétés physico-chimiques

La classe plus large des AES est formée de surfactants présentant un éventail de poids moléculaire et de propriétés physico-chimiques. Selon l’information recueillie lors d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et d’une autre à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015), la masse moléculaire moyenne des trois AES visés par la présente évaluation se situe entre 283 et 900. De plus, les données des enquêtes indiquent que les substances sont très hydrosolubles, ce qui est conforme au comportement tensioactif des surfactants. Des données sur la pression de vapeur n’étaient pas disponibles pour les trois AES. Toutefois, les pressions de vapeur de la catégorie plus large des AES laissent à penser que la pression de vapeur des AES devrait être faible. Selon Urano et coll. (1984), le K_oc du C₁₂EO₅S est de 1,1 L/kg.

4.3 Sources et utilisations

Les renseignements sur les AES publiés dans le rapport HERA (2004) indiquent qu’un grand nombre de secteurs utilisent cette classe de substances, et ce, à de multiples fins. Ces substances se retrouvent couramment dans les produits d’entretien ménager et industriel, les produits de soins personnels et d’autres produits industriels (HERA 2004).

Les trois AES étudiés ont été visés par une enquête à participation facultative (ECCC 2015) ainsi que par une enquête obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 4‑5 résume les quantités totales de ces substances fabriquées, importées et utilisées en 2014. Ces sources indiquent que le sous-groupe des AES est surtout utilisé dans les produits disponibles aux consommateurs et pour la fabrication des pâtes et papiers. On a également déclaré des utilisations mineures dans les peintures et enduits et la récupération du pétrole et du gaz. Une utilisation dans les adhésifs a également été signalée.

^a Les valeurs représentent les quantités déclarées lors d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et d’une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).

^b Selon des communications consécutives de l’industrie, un grand producteur canadien a cessé la fabrication en 2016.

4.4 Rejets dans l’environnement

Selon les renseignements colligés par une enquête à participation facultative et une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (ECCC 2015; Canada 2015), les trois AES ont été fabriqués et importés au Canada en 2014. Selon les renseignements recueillis en suivi, depuis 2016, la fabrication des substances du sous-groupe des AES a quasi cessé au Canada et ces substances y sont surtout importées. Au Canada, elles entrent dans la formulation de produits variés, tels les produits de nettoyage ou de soins personnels. Selon l’utilisation, la concentration des AES dans différents produits se situe généralement entre 1 % et plus de 50 % (Robinson et coll. 2010).

Selon l’information recueillie lors des enquêtes, les trois substances du sous-groupe des AES sont importées au Canada et entrent dans la composition de différents produits disponibles aux consommateurs, notamment les shampoings, les détergents à lessive, les savons et les produits nettoyants. Elles peuvent donc être rejetées pendant la formulation des produits et lors de leur utilisation finale.

4.5 Devenir et comportement dans l’environnement

4.5.1 Distribution dans l’environnement

Puisque nous prévoyons que le comportement des trois AES du sous-groupe évalué ici soit semblable à celui de la catégorie plus large des AES, nous ferons une lecture croisée des comportements de la catégorie plus large pour estimer la distribution des trois AES dans l’environnement. La classe des AES est formée de surfactants de faible poids moléculaire dont la pression de vapeur devrait être faible (HERA 2004) et l’hydrosolubilité forte. Ceux-ci entrent surtout dans la composition de produits qui seront ultimement versés à l’égout tels que les produits de nettoyage et les produits de soins personnels. Les publications scientifiques (Little 1991, McAvoy et coll. 1998, Matthijs et coll. 1999, Scott et Jones 2000) indiquent que le traitement des eaux usées élimine efficacement ces surfactants.

En général, les AES rejetés dans l’environnement ne devraient pas se volatiliser dans l’air, en raison de leur faible pression de vapeur (HERA 2004). On prévoit qu’ils se biodégraderont dans l’environnement et seront éliminés de la colonne d’eau (Little 1991, McAvoy et coll. 1998, Matthijs et coll. 1999, Scott et Jones 2000).

S’il est rejeté dans le sol, le polymère résultant devrait se dissoudre dans l’eau interstitielle et subir une biodégradation. On ne s’attend pas à ce qu’il se volatilise depuis le sol ou l’eau interstitielle du sol, en raison de la faible pression de vapeur prévue.

4.5.2 Persistance dans l’environnement

Au fil des ans, la classe plus large des AES a fait l’objet d’études approfondies, notamment sur la biodégradabilité des différents AES dans diverses conditions environnementales. Sibila et coll. (2008) ont trouvé que, dans l’eau de mer, 25 % du C_10-16EO₃S était biodégradé en 9 jours et plus de 96 % en 124 jours. On a également signalé que les AES sont fortement dégradés en conditions aérobies et anaérobies (Swisher 1970, Little 1991, Scott et Jones 2000, HERA 2004, Cowan-Ellsberry et coll. 2014). De plus, l’information colligée lors d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE et d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015, Canada 2015) indique que les trois AES sont rapidement biodégradables. La biodégradation des AES peut se produire par la combinaison de trois voies différentes, à savoir : i) l’oméga-oxydation ou bêta-oxydation de la chaîne alkyle, ii) la coupure enzymatique du substituant sulfate ce qui produit un éthoxylate d’alcool, et iii) la coupure d’une liaison éther dans la molécule d’AES ce qui produit soit l’alcool (clivage central), soit un alcool éthoxylate et un oligo (éthylène glycol) sulfate (Swisher 1987, Steber et Berger 1995, HERA 2004). La biodégradation complète des AES produit du CO₂, de l’H₂O et des anions sulfate (Paulo et coll. 2017), lesquels ne devraient pas poser de risques l’environnement. D’après les études retrouvées sur la biodégradation, les trois AES devraient subir une biodégradation importante et ne pas y être persistants dans l’environnement.

4.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Selon les renseignements résumés de Black et Howes (1992), différents AES marqués au ¹⁴C, soient le C ₁₆EO_3,9S, le C₁₁EO₃S, le C₁₂EO₃S et le C₁₂EO₃S, ont été administrés par voie orale à des rats qui les ont éliminés par l’urine, les matières fécales et le CO₂ expiré. Cela laisse à penser que les AES testés sont éliminés par les organismes et qu’ils ont un potentiel limité de bioaccumulation.

Les éthoxylates alcool (AE) constituent une classe de surfactants non ioniques dont la structure est semblable à celle de la classe plus large des AES. La différence entre les deux classes de substances est la présence d’une fonction sulfate dans les surfactants AES, ce qui peut créer une différence entre leurs potentiels de bioaccumulation. Toutefois les résultats sur les éthoxylates alcools sont considérés être indicateurs du potentiel de bioaccumulation de la classe plus large des AES. Les AE sont absorbés par les poissons qui les éliminent par métabolisme rapide (Bishop et Maki 1980, Wakabayashi et coll. 1987, Tolls et coll. 1994, Environnement Canada 2013). Selon Tolls et coll. (2000), les AE sont fortement biotransformés par les têtes-de-boule (Pimephales promelas) et devraient avoir un facteur de bioconcentration entre < 5 L/kg et 390 L/kg. Comber et coll. (2003) ont conclu que les chaînes alkyles des surfactants peuvent subir une oméga-oxydation ou une bêta-oxydation dans les poissons et les rats, notamment certains surfactants anioniques, non ioniques et cationiques, dont les AE et les AES.

Étant donné que les organismes biologiques éliminent par transformation les AES (C₁₆EO_3,9S, C₁₁EO₃S et C₁₂EO₃S) et les surfactants AE, nous considérons que le potentiel de bioaccumulation des trois AES est faible.

4.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

4.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Nous n’avons pas modélisé les trois polymères AES, car nous ne disposions pas d’assez de données écotoxicologiques.

Comme nous le mentionnions à la section 4.1, la classe plus large des AES est formée de surfactants comportant une chaîne alkyle de longueur diverse, d’un nombre variable d’unités éthoxyle répétées et de différents sels contre-ions. En raison de ces différences, la toxicité des AES est variable, même pour deux polymères désignés par le même numéro de registre CAS. Par exemple, Dyer et coll. (2000) ont rapporté que la CL₅₀ de la toxicité aiguë après 48 h pour la daphnie dulcicole Ceriodaphnia dubia allait de 0,76 mg/L pour le C₁₅EO₁S à 167,31 mg/L pour le C₁₅EO₈S. Les différences de toxicité peuvent être attribuées à la variation de la solubilité du surfactant qui change en fonction de la longueur de la chaîne éthoxylate.

Divers articles de revues et rapports d’évaluation des risques (RIVM 1995, Dyer et coll. 2000, HERA 2004, Cowan-Ellsberry et coll. 2014) ont rapporté des effets toxicologiques de différents AES dans l’environnement. Le tableau 4-6 résume les données sur ces effets. Les répondants à l’enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) et à l’enquête à participation facultative (ECCC 2015) ont aussi soumis des études sur les effets écotoxicologiques des trois AES évalués. La toxicité des trois surfactants AES est semblable à celles mentionnées dans les publications scientifiques et tombe dans la fourchette des valeurs de toxicité typiques des autres AES.

Les données publiées sur la toxicité concernent divers surfactants AES, différents sur les plans de la nature du contre-ion, de la longueur de la chaîne alkyle et du nombre d’unités éthoxyle. Selon Little (1991), la toxicité du C_12-14EO₃S sel de sodium semble moins toxique que C_12-14EO₃S sel d’ammonium. Cette toxicité pourrait provenir de l’ion ammonium plutôt que l’AES. De plus, on a observé que la toxicité des AES semble augmenter avec la longueur des chaînes alkyles (Little 1991, Dyer et coll. 2000). Little (1991) a aussi signalé que pour les AES ayant la même longueur de chaîne alkyle (jusqu’à C₁₆), le surfactant devenait moins toxique à l’augmentation du nombre d’unités éthoxyle. Dyer et coll. (2000) ont observé une tendance similaire.

Le tableau 4‑6 montre que la toxicité des AES varie fortement en fonction de l’espèce. La toxicité d’un AES donné peut varier de faible à élevée selon que des poissons, des algues ou des invertébrés y sont exposés. Les données disponibles nous indiquent que les poissons et les invertébrés sont les organismes les plus sensibles.

^a La CE₅₀ est la concentration ayant un effet sur 50 % de la population, CL₅₀ est la concentration létale pour 50 % de la population, CSEO est la concentration sans effet observé, CMEO est la concentration minimale entraînant un effet.
^b Les effets toxicologiques sont tirés des données de Little 1991, RIVM 1995, Dyer et coll. 2000, HERA 2004, Ivanković et Hrenović 2009, et Cowan-Ellsberry et coll. 2014.
^c Les effets toxicologiques sont tirés de HERA 2004.
^d Les effets toxicologiques sont tirés de Sibila et coll. 2008.

Puisque chaque étude s’intéressait à un AES différent, il est plus difficile de comparer les diverses toxicités trouvées. On a antérieurement utilisé les équations de relation quantitative structure-activité (QSAR) pour normaliser les toxicités publiées (Cowan-Ellsberry et coll. 2014, HERA 2004). Nous avons normalisé la toxicité chronique pour les invertébrés de chaque série homologue de AES à l’aide des équations QSAR créées par Dyer et coll. (2000). Pour les chaînes alkyles longues de 12 à 18 atomes de carbone, la concentration estimée sans effet (CESE) prédite se situait entre 0,035 mg/L et 0,89 mg/L. Cowan-Ellsberry et coll. (2014) ont également mentionné leur utilisation des équations QSAR de Dyer et coll. (2000) pour normaliser la toxicité de différents AES à un seul AES. La première étape exige de savoir quels AES sont les plus courants dans l’environnement. Sur la base de la toxicité chronique, Cowan-Ellsberry et coll. (2014) ont estimé à 0,073 mg/L la CESE de la distribution de la sensibilité au 5^e centile au C_13,5 E₃ S pour les espèces.

Puisque nous ne savons pas quels sont les AES les plus fréquents dans l’environnement au Canada, il n’est pas possible de calculer une valeur pour CESE, à l’instar de HERA (2004) et Cowan-Ellsberry et coll. (2014). Par conséquent, nous avons choisi, dans les données disponibles (tableau 4‑6), la CSEO chronique de 0,06 mg/L pour les invertébrés comme valeur critique de toxicité (VCT).

La CESE en milieu aquatique est calculée en divisant la VCT par un facteur d’évaluation, FE, comme suit :

CESE en milieu aquatique = VCT/FE

CESE en milieu aquatique = 0,06 mg/L / 1

CESE en milieu aquatique = 0,06 mg/L ou 60,0 µg/L

Nous avons choisi un facteur d’évaluation global de 1 pour estimer la CESE en milieu aquatique. La FE correspond à 1 pour la toxicité chronique et à 1 pour la sensibilité des espèces. Puisque la VCT choisie est déjà une valeur chronique, il est inutile d’appliquer un facteur supérieur à 1 pour normaliser la valeur de toxicité de la VCT, c’est-à-dire la normalisation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique. De plus, compte tenu des données disponibles sur l’écotoxicité des AES (plus de trois catégories et plus de sept espèces), nous avons choisi un facteur de 1 pour représenter la variation de sensibilité des espèces.

Si nous comparons la CESE estimée à 60,0 µg/L à celles publiées par HERA (2004) et Cowan-Ellsberry (2014), nous constatons qu’elle se situe dans la fourchette des CESE estimées par les équations de QSAR. C’est pourquoi nous considérons que la CESE de 60 µg/L est fiable pour l’évaluation des risques posés par les trois AES.

4.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Les données recueillies par une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) et une enquête à participation facultative (ECCC 2015) nous informent que les trois AES servent de surfactants dans des produits disponibles aux consommateurs. L’information de suivi obtenue indique que, bien que l’on ait cessé la fabrication des trois AES au Canada, ces substances continuent d’être importées au Canada. Puisqu’aucune des substances du sous-groupe des AES n’est fabriquée au Canada, nous ne considérons pas ici l’exposition environnementale occasionnée par cette fabrication.

Les réponses aux enquêtes nous indiquent que deux activités importantes produisent des rejets en milieu aquatique : l’inclusion des trois AES dans la formulation de produits disponibles aux consommateurs et le rejet par ceux-ci desdits produits. Nous résumons dans ce qui suit les rejets et les calculs d’exposition pour le sous-groupe des AES. Le lecteur trouvera les analyses détaillées de l’exposition dans le rapport d’ECCC (2020) intitulé Supporting Documentation : Ecological Exposure Analysis of Poly(Alkoxylates/Ether).

Les taux d’élimination moyens des substances de la classe plus large des AES varient de 69,7 % à 98,2 %, selon le type de traitement des eaux usées en cause (McAvoy et coll. 1998). Les concentrations dans l’effluent rejeté par la station de traitement des eaux usées tombent entre 4 µg/L et 58 µg/L. Un site présentait une concentration de 167 µg/L (McAvoy et coll. 1998). Le site dont l’effluent présentait la plus forte concentration d’AES avait subi une surcharge hydraulique et sa capacité maximale prévue était dépassée. Toutefois, le taux d’élimination signalé pour ce site était toujours de 92,5 %. On doit souligner que la concentration mesurée dans les effluents ne tient pas compte de la dilution dans les eaux de surface. Par conséquent, on s’attend à ce que la concentration globale dans les eaux de surface soit inférieure. Aux fins de la présente évaluation de l’exposition de l’environnement, nous avons calculé un taux moyen d’élimination des trois AES de 88 % à l’aide du taux d’élimination mentionné dans McAvoy et coll. (1998), taux moyen que nous avons utilisé pour représenter les systèmes de traitement secondaire et en étang des eaux usées (STEU). Le taux d’élimination par traitement primaire a été estimé à 23 % (Cowan-Ellsberry et coll. 2014).

Formulation des produits de consommation et de nettoyage

Nous avons créé un scénario d’exposition pour la formulation des produits disponibles aux consommateurs, tels que les détergents à lessive et les nettoyants. Les installations en cause rejettent leurs eaux usées traitées ou non traitées dans des systèmes de traitement des eaux usées^{Note de bas de page 6} pour un traitement final avant leur rejet dans le milieu aquatique. Puisque les formulateurs n’ont pas tous le matériel nécessaire pour prétraiter leurs eaux usées avant de les rejeter dans les STEU, nous supposerons, aux fins de la présente évaluation de l’exposition de l’environnement, qu’ils rejettent leurs eaux usées non traitées directement dans le STEU.

La concentration estimée dans l’environnement (CEE) des trois AES dans les eaux réceptrices est estimée à partir de la quantité rejetée dans le STEU, du débit des effluents du STEU et du facteur de dilution du cours d’eau récepteur.

CEE = [10⁹ × Q × E × (1-R)] / [F × D × N]

Où :

CEE est la concentration estimée dans l’environnement en µg/L dans les eaux réceptrices près du point de rejet

Q est la quantité totale d’AES utilisée par année en kg/an

E est le facteur d’émission dans les eaux usées (sans unités)

R est l’élimination globale par le traitement des eaux usées (sans unités)

F est le débit journalier des eaux usées en L/jour

D est le facteur de dilution dans les eaux réceptrices près du point de rejet (sans unités)

N est le nombre de jours d’activité par année en jours/an

10⁹ est le facteur de conversion de kg en µg (µg/kg)

Le scénario reposait sur des formulateurs connus qui achètent des mélanges de surfactants d’un fournisseur pour les intégrer à divers produits. D’après les réponses à une enquête à participation facultative et à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, la plus grande quantité utilisée par un de ces formulateurs se situe entre 100 000 et 1 000 000 kg (ECCC 2015, Canada 2015). Compte tenu de l’ampleur de cette fourchette, nous avons utilisé la valeur médiane de l’échelle logarithmique pour les calculs. Nous supposons que la quantité Q d’AES utilisée par une installation de formulation donnée sera 316 200 kg/an. De plus, nous supposons que l’installation fonctionnera 300 jours/an (N) avec un taux d’émission, E, de 0,3 % (Bureau européen des substances chimiques 2003). Il est également supposé que le taux moyen d’élimination, R, des AES par STEU sera de 88 %. La courbe de distribution du volume de dilution quotidien^{Note de bas de page 7} a été établie pour le secteur des produits de soins personnels et de nettoyage et pour les installations les rejetant dans des STEU secondaires ou en étang. La valeur au 10^e centile de cette courbe de distribution est retenue comme volume de dilution quotidien représentatif pour les calculs (38 014 000 L/jour). Cette exposition proche du point de rejet est considérée comme la CEE des AES en milieu aquatique. Nous estimons à 9,98 µg/L la CEE en milieu aquatique.

Rejets à l’égout par les consommateurs

Les trois AES sont surtout utilisés comme surfactants dans des produits disponibles aux consommateurs, comme les nettoyants et les détergents à lessive. Des produits contenant des AES seront donc rejetés par des consommateurs de partout au Canada. Nous avons estimé la CEE occasionnée par les rejets à l’égout à l’aide du modèle aquatique CRAM de rejet par les consommateurs (CRAM 2017). Le modèle CRAM est un modèle probabiliste basé sur la population canadienne, utilisé pour estimer l’exposition environnementale occasionnée par le rejet dans les égouts de substances chimiques présentes dans les produits disponibles aux consommateurs en tenant compte de différents types de STEU.

Pour les trois AES, on a déclaré qu’en 2014, une masse totale d’AES de l’ordre de 1 million à 10 millions de kilogrammes avait été intégrée aux nettoyants, détergents à lessive et produits de soins personnels, d’après les renseignements fournis à l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Aux fins d’une estimation prudente, nous avons utilisé une quantité maximale de 10 millions de kg/an pour la prévision. Le tableau 4‑7 présente la distribution des CEE découlant du rejet à l’égout des AES.

Étant donné les hypothèses du scénario, on a retenu la valeur au 90^e centile de la courbe de distribution des résultats de la modélisation avec CRAM comme CEE représentative convenable dans un milieu aquatique.

^a La valeur des centiles est déterminée en fonction de la courbe de distribution des résultats du modèle CRAM.

4.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

La présente évaluation des risques pour l’environnement repose sur l’examen des renseignements directs et auxiliaires et la formulation de conclusions fondées sur le poids de la preuve. La preuve examinée comprend des renseignements sur les sources et le devenir des substances, leur persistance, leur bioaccumulation, l’estimation des expositions qu’elles suscitent et les propriétés du danger pour l’environnement. Le sous-groupe des AES comprend des surfactants anioniques aux utilisations diverses, y compris comme détergents à lessive, savons et produits de nettoyage.

D’après les renseignements disponibles, les trois AES devraient se disperser dans l’eau. En raison de leur faible pression de vapeur et de leur faible log K_oc, on ne prévoit pas qu’ils se dispersent dans l’air ou les sédiments. De plus, on prévoit que les trois AES se biodégraderont fortement en conditions aérobie et anaérobie. Puisque l’on ne s’attend pas à ce que les produits de dégradation des AES, à savoir le CO₂, l’H₂O et les anions sulfate (Paulo et coll. 2017), posent un risque écologique, nous ne les examinerons pas davantage dans la présente évaluation préalable.

Nous n’avons pas de données sur les facteurs de bioaccumulation ou les facteurs de bioconcentration que nous pourrions utiliser pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des trois AES. Toutefois, la lecture croisée des études d’élimination par les rats d’AES (C₁₆EO_3,9S, C₁₁EO₃S et C₁₂EO₃S) marqués au ¹⁴C indique que les AES étudiés s’éliminent rapidement du corps et ne s’y accumulent pas. De plus, différents auteurs (Bishop et Maki 1980, Wakabayashi et coll. 1987, Tolls et coll. 1994, Environnement Canada 2013) ont signalé que les éthoxylates alcool avaient des taux métaboliques élevés chez les poissons et devraient avoir des facteurs de bioconcentration entre < 5 L/kg et 390 L/kg (Tolls et coll. 2000). L’information disponible nous indique que les trois AES devraient avoir un faible potentiel de bioconcentration.

Selon le profil de danger des différents AES pour l’environnement, l’écotoxicité des trois AES devrait se situer de faible à élevée tant pour les toxicités aiguë et chronique. Comme hypothèse prudente, nous avons choisi la plus basse valeur critique de toxicité chronique pour estimer la CESE. Nous estimons à 60 µg/L la CESE de ces trois AES.

Sur la base de la CESE de 60 µg/L et de la CEE estimée du formulateur de 9,98 µg/L, nous calculons un quotient de risque CEE/CESE = 0,17. Une série de quotients de risque calculés sur la base des différentes CEE estimées par le modèle CRAM sont aussi présentés au tableau 4‑7.

D’après le quotient de risque estimé pour les rejets dans l’environnement par les formulateurs industriels et les produits disponibles aux consommateurs, aucun des scénarios visant les AES ne devrait susciter de préoccupations pour l’environnement. Cependant, le quotient de risque au 90^e centile calculé par le modèle CRAM est supérieur à 1. Étant donné que l’estimation de la CESE et la CEE repose sur des valeurs prudentes, comme la faible VCT choisie et les volumes élevés, nous prévoyons que le quotient de risque surestime le risque. Pour conclure, d’après les renseignements disponibles, nous ne nous attendons pas à ce que les trois AES suscitent des préoccupations environnementales.

4.7 Potentiel de causer des effets nocifs pour la santé humaine

Le rapport intitulé Supporting Documentation: Final Risk Matrix Location of Polymers de Santé Canada (2017a) présente la classification des données sur le danger et les profils d’exposition utilisés pour calculer le potentiel des risques pour la santé humaine occasionnés par les AES.

Bien que nous ayons établi que l’exposition était élevée, nous avons déterminé que le risque pour la santé humaine associé aux trois AES était faible. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que les trois AES constituent un risque pour la santé humaine.

5. Éthoxylates d’alcool (AE)

5.1 Identité des substances

Les huit substances (voir tableau 5‑1) évaluées sont des surfactants non ioniques qui seront collectivement désignés sous le nom du sous‑groupe des éthoxylates d’alcool (AE). La figure 5.1 montre la structure représentative de ce sous-groupe. On les synthétise par une série de réactions chimiques au cours desquelles des alcools gras hydrophobes de différentes longueurs de chaîne sont liés à des unités d’oxyde d’éthylène hydrophiles (c.-à-d. éthoxylés) par une liaison éther dans des conditions de réaction alcaline pour donner le surfactant final (Talmage 1994, Tadros 2012, Cowan-Ellsberry et coll. 2014). Les éthoxylates d’alcool évalués appartiennent à une classe plus large de surfactants non ioniques ayant différentes longueurs de chaîne d’alcool gras et divers degrés d’éthoxylation. Cette plus grande famille d’AE est appelée la classe chimique.

En raison de la similitude entre tous les éthoxylates d’alcool au sein du sous-groupe et parmi la classe chimique plus large, nous avons obtenu pour la présente évaluation préalable des données s’appliquant aux huit éthoxylates d’alcool (lorsqu’elles étaient disponibles) et à la classe chimique élargie.

Les AE sont souvent représentés par la notation abrégée « C_xEO_n », où « x » est la longueur de la chaîne alkyle et « n » le degré d’éthoxylation. La longueur des chaînes d’alcool gras peut varier en nombre d’atomes de carbone et en linéarité et, pour ce type de surfactant, en degré d’éthoxylation. La chaîne compte généralement de 8 à 18 atomes de carbone. Le squelette de carbone est habituellement une structure primaire tandis que le nombre d’unités éthoxyle (OE) répétées varie généralement de 3 à 10, 11 ou 12. En tenant compte de la chaîne typique des alcools gras et du degré d’éthoxylation, le poids moléculaire moyen se situe entre 174 et 798.

5.2 Propriétés physico-chimiques

Les propriétés physico-chimiques du sous-groupe des AE varient en raison de leur fourchette de poids moléculaires moyens et de leur degré d’éthoxylation (liée à l’hydrophilicité). La variation de l’hydrosolubilité des substances du sous-groupe est la principale manifestation de cette diversité. Les FDS pour les substances du sous-groupe des AE énumérés au tableau 5‑1 qualifient de manière variée leur hydrosolubilité : « complètement soluble », « soluble », « se disperse », « miscible », « s’émulsifie », « partiellement soluble » et « insoluble ». La solubilité des AE dépend à la fois de la longueur de la chaîne alkyle et du nombre de groupes éthoxyle. En général, les molécules ayant une longueur moyenne de chaîne alkyle de douze atomes de carbone ou moins et comportant cinq unités éthoxyle ou plus sont entièrement solubles dans l’eau à température ambiante (Tadros 2012). Les AE sont tensioactifs et, à des concentrations suffisamment élevées, peuvent former des micelles. Leur solubilité qui comprend la concentration critique en micelles, est de l’ordre du milligramme par litre et moins. La solubilité augmente avec le nombre d’unités éthoxyle (HERA 2009).

Nous n’avons pas de données sur la pression de vapeur des huit AE à l’étude. On s’attend toutefois à ce que la pression de vapeur de la classe plus grande des AE soit faible puisque la pression de vapeur correspondante des alcools purs, qui constituerait une limite supérieure pour la pression de vapeur a été mesurée et elle est faible. Puisque l’affinité à l’eau de la classe des AE est relativement élevée et étant donné la faible valeur prédite de la pression de vapeur, la constante de la loi de Henry sera faible et, par conséquent, l’évaporation depuis les milieux aqueux sera insignifiante.

Pour la plupart des produits chimiques organiques, le coefficient de partage octanol‑eau, K_oe, est une propriété très utile et comparable pour déterminer des caractéristiques telles que l’adsorption sur la matière organique (dans les sols, les sédiments, le carbone organique dissous par exemple) et pour déterminer la bioaccumulation et l’écotoxicité. Cependant, le K_oe des surfactants est difficile à mesurer puisqu’ils se placent de préférence aux interfaces octanol-eau. Le devenir et la répartition des surfactants dans l’environnement dépendent de l’adsorption et d’effets de surface plutôt que de la répartition classique en fonction du coefficient K_oe. C’est pourquoi on n’utilise pas souvent le K_oe comme paramètre dans les évaluations des risques pour l’environnement posés par les surfactants lors de l’évaluation de leur devenir. Toutefois, on a colligé des K_oe pour la classe des AE (HERA 2009, Cowan-Ellsbury et coll. 2014). Les valeurs publiées de log K_oe varient d’environ 8,5 jusqu’à environ 1. La valeur de log K_oe tend à baisser avec la hausse du nombre d’unités éthoxyle (hydrophilie plus élevée) et à augmenter avec l’allongement des chaînes alkyles de l’alcool concerné (lipophilie plus élevée).

5.3 Sources et utilisations

Le sous-groupe des AE et la classe plus large des AE sont des surfactants non ioniques généraux, employés par plusieurs secteurs de l’industrie chimique pour diverses applications. On retrouve les éthoxylates d’alcool surtout dans les détergents à lessive ou pour lave-vaisselle, ainsi que dans les nettoyants ménagers, industriels et institutionnels. On les retrouve également dans les produits de soins personnels tels que les shampoings, les gels douche et les savons liquides pour les mains ainsi que les détergents pour lavage de la vaisselle à la main. Les secteurs des pâtes et papiers, du pétrole et du gaz, des cosmétiques, du textile et de l’agriculture (HERA 2009) les utilisent, mais en moindres quantités. De grandes quantités de substances de la classe des AE sont aussi utilisées comme matières premières pour la synthèse par sulfonation d’AES tensioactifs.

Les huit AE évalués ont été visés par une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une enquête obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 5-2 résume les déclarations sur les quantités totales fabriquées et importées en 2014. Les réponses à ces enquêtes indiquent que les substances du sous-groupe des AE sont surtout utilisées dans les produits de nettoyage et de soins personnels. On en a aussi déclaré une utilisation mineure dans les peintures et enduits, pour la récupération du pétrole et du gaz, et dans les lubrifiants.

^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b Selon les communications de suivi, à la fin de 2016, un grand fabricant canadien de produits chimiques avait cessé sa production d’AE. Les quantités fabriquées au Canada moins les quantités exportées du Canada sont incluses dans le calcul des CEE, ce qui rehausse la prudence de l’estimation.

5.4 Rejets dans l’environnement

D’après les données déclarées en réponse à une enquête à participation facultative et à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (ECCC 2015; Canada 2015), des substances du sous‑groupe des AE ont été fabriquées et importées au Canada en 2014. À la fin de 2016, nous avons subséquemment appris que leur fabrication avait cessé au Canada et qu’elles n’y étaient qu’importées. Au Canada, les huit AE entrent dans la formulation de divers produits comme les détergents à lessive, les produits de nettoyage et les produits de soins personnels. Selon l’utilisation, la concentration des substances de la classe des AE dans la formulation de différents produits peut atteindre 24 % (HERA 2009). Par conséquent, les AE visés par la présente évaluation préalable pourraient être libérés pendant la formulation des produits ou lors de leur utilisation finale. Compte tenu du profil d’emploi de ces produits, nous prévoyons que toutes les substances du sous‑groupe des AE seront intégralement rejetées dans des STEU.

5.5 Devenir et comportement dans l’environnement

5.5.1 Répartition dans l’environnement

Les substances de la classe AE sont des surfactants de faible poids moléculaire dont la pression de vapeur devrait être faible (HERA 2009) et qui présentent une gamme d’hydrosolubilités — de complètement soluble à insoluble — qui dépend de la longueur de leur chaîne alkyle et de leur degré d’éthoxylation. Les AE sont surtout utilisés dans les produits qui seront évacués par l’égout, notamment les produits de nettoyage et les produits de soins personnels. Des études portant sur différentes substances de la classe AE indiquent que ces surfactants sont effectivement éliminés par traitement des eaux usées (Talmage 1994, McAvoy et coll. 1998, Matthijs et coll. 1999, Scott et Jones 2000). Une fois rejetés dans l’environnement, les AE ne devraient pas se volatiliser, car ils devraient avoir une faible pression de vapeur (HERA 2009). On prévoit que les substances de la classe AE seront biodégradées dans l’environnement et disparaîtront de la colonne d’eau (Talmage 1994, McAvoy et coll. 1998, Matthijs et coll. 1999, Scott et Jones 2000).

Les AE peuvent potentiellement migrer depuis la colonne d’eau et s’adsorber sur des matières telles les matières inorganiques et organiques en suspension, des boues activées ou des sédiments, en fonction des propriétés de chaque AE (longueur de chaîne carbonée et degré d’éthoxylation) et des propriétés de ces matières.

S’ils sont rejetés dans le sol, les huit AE visés par l’évaluation devraient se dissoudre dans l’eau interstitielle du sol ou s’adsorber à la matière organique pour éventuellement se biodégrader. En raison de leur faible pression de vapeur prévue, on n’anticipe pas que les AE se volatilisent à partir du sol ou de l’eau interstitielle du sol.

5.5.2 Persistance dans l’environnement

Les renseignements divulgués en réponse à une enquête à participation facultative et à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (ECCC 2015, Canada 2015) indiquent que les huit AE se biodégradent rapidement. De plus, la biodégradabilité des éthoxylates d’alcool dans l’environnement a été étudiée exhaustivement pendant de nombreuses années. On a signalé qu’ils subissent une biodégradation rapide dans des conditions aérobie et anaérobie, en laboratoire ou sur le terrain (Swisher 1987, Talmage 1994, Scott et Jones 2000, HERA 2009, Cowan-Ellsberry et coll. 2014). La biodégradabilité des différents AE est relativement peu affectée par la longueur de la chaîne alkyle et le nombre d’unités éthoxylate. La dégradation en condition anaérobie est plus lente qu’en condition aérobie. De plus, le degré de ramification de la chaîne alkyle allonge le temps nécessaire à la dégradation finale. Le mécanisme de biodégradation de la classe AE est le même que celui de la classe AES, décrit plus haut à la sous-section 4.5.2.

Selon les études disponibles sur la biodégradation, les huit AE actuellement évalués devraient largement se biodégrader dans l’environnement et ne pas y persister.

5.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Il existe peu de données dans les publications scientifiques sur la bioconcentration des substances de la classe des AE dans les poissons.

La majorité des données disponibles proviennent d’études sur des composés radiomarqués au ¹⁴C qui ne distinguent pas les composés parents et de leurs métabolites. Ainsi, ce type d’expériences surestime probablement les facteurs de bioconcentration du composé d’origine (Madsen et coll. 2001). À l’aide de ces surfactants marqués au ¹⁴C, on a estimé les rapports de concentration de quatre AE différents dans le corps entier de poissons. Ceux-ci varient de < 5 L/kg à 799 L/kg (Bishop et Maki 1980, Wakabayashi et coll. 1987, Tolls et coll. 1994 et 2000, Environnement Canada 2013).

Les poissons absorbent les substances de la classe des AE, mais les métabolisent et les éliminent rapidement (Bishop et Maki 1980, Wakabayashi et coll. 1987, Tolls et coll. 1994 et 2000, Environnement Canada 2013). Tolls et coll. (2000) ont conclu que les têtes-de-boule (Pimephales promelas) n’accumulaient pas ces surfactants, à cause de leur forte biotransformation dans ce poisson. Ainsi, les facteurs de bioconcentration devraient tomber entre < 5 L/kg et 390 L/kg. Comber et coll. (2003) concluent que les chaînes alkyles des surfactants absorbés dans les poissons et les rats peuvent subir une oméga‑oxydation ou une bêta‑oxydation, notamment un certain nombre de surfactants anioniques, non ioniques et cationiques, dont les AE.

Puisque les organismes biologiques éliminent par biotransformation les AE, nous ne considérerons pas que les huit AE évalués aient un potentiel important de bioaccumulation.

5.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

5.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Comme nous le mentionnions à la section 5.1, les AE sont une classe de surfactants ayant différentes longueurs de chaîne alkyle et un nombre varié d’unités éthoxyle répétées. En raison de cette variation dans les structures, la toxicité des homologues de la classe des éthoxylates d’alcool varie considérablement même pour deux polymères portant le même no CAS. Considérés individuellement, la toxicité des substances s’accroît généralement avec la longueur de la chaîne alkyle et, inversement, décroît avec l’augmentation du nombre d’unités éthoxyle.

Un grand nombre d’articles de revue, d’articles de synthèse et de rapports d’évaluation des risques ont mentionné les effets toxiques de diverses substances de la classe des AE sur l’environnement. Une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une autre à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) ont aussi colligé des données sur l’écotoxicité des huit AE évalués. Nous avons trouvé que la toxicité des huit AE était similaire à celle publiée dans les écrits scientifiques et autant la toxicité aiguë que la toxicité chronique tombent dans la fourchette des toxicités publiées.

Puisque les diverses études écotoxicologiques présentées dans les publications scientifiques s’intéressaient à différents mélanges d’AE composés de diverses quantités d’homologues, il est difficile de comparer la toxicité obtenue d’une étude à l’autre (Cowan-Ellsberry et coll. 2014). Des équations QSAR ont conséquemment été élaborées pour normaliser les valeurs de toxicité publiées. HERA (2009), Cowan-Ellsberry et coll. (2014) et Environnement Canada (2013) ont utilisé des équations QSAR pour normaliser la toxicité aiguë et chronique pour plusieurs espèces aquatiques d’un ensemble d’homologues ayant des chaînes d’une longueur donnée et un nombre particulier d’unités éthoxyle.

Environnement Canada (2013) a publié une recommandation fédérale pour la qualité de l’eau (RFQE) visant les AE pour le Canada. La première étape de la production de cette recommandation consistait à déterminer, à partir des données de surveillance, l’homologue moyen dans les effluents d’eaux usées municipales canadiennes. Il s’agit du « C_13,7 EO ₅ ». On a ensuite obtenu un ensemble de données de la CL₂₀ ou de la CE₂₀ sur la toxicité chronique en milieu aquatique pour trois espèces de poissons, huit espèces d’invertébrés et six espèces de plantes et on l’a normalisé à la moyenne des homologues, le « C_13,7 EO ₅ ». Enfin, un ensemble de courbes de distribution de la sensibilité des espèces (DSE^{Note de bas de page 8} ) a été ajusté à cet ensemble de données de toxicité chronique. Un modèle logistique a donné le meilleur ajustement aux modèles testés, et on a déterminé que la valeur au 5^e centile (CH_{5^{Note de bas de page 9}} ) de la courbe de la distribution de la sensibilité était 70 μg/L avec des limites de l’intervalle de confiance inférieure et supérieure de 50 et 110 μg/L, respectivement.

On a recommandé la valeur de 70 µg/L comme recommandation fédérale pour la qualité de l’eau par défaut au Canada. Nous utiliserons cette valeur comme VCT pour les huit AE visés par la présente évaluation préalable, en particulier parce que sept des huit substances énumérées au tableau 5‑1 sont spécifiquement désignées comme substances auxquelles s’applique la RFQE.

CESE en milieu aquatique (mg/L) = VCT/FE

CESE en milieu aquatique = (0,070 mg/L)/1

CESE en milieu aquatique = 0,070 mg/L = 70 µg/L

Nous avons choisi un FE de 1 pour obtenir la CESE en milieu aquatique. Le FE choisi correspond à une toxicité chronique de 1 et une sensibilité pour l’espèce de 1. La VCT choisie est déjà une valeur chronique, il n’est donc pas nécessaire d’appliquer un facteur supérieur à 1 pour normaliser la valeur de toxicité de la VCT (c.-à-d. qu’il n’est pas nécessaire de normaliser la toxicité aiguë à la toxicité chronique). De plus, compte tenu de la grande quantité de données sur l’écotoxicité disponibles pour la classe des AE (plus de quinze espèces différentes, couvrant plus de dix groupes taxonomiques), nous avons choisi un facteur de 1 pour représenter la variation de sensibilité des espèces.

Nous n’avons pas modélisé les AE, car nous disposons de suffisamment de données écotoxicologiques expérimentales.

5.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Les données des enquêtes nous informent que les principales causes de la présence des huit AE en milieu aquatique sont la formulation de divers produits — notamment les produits de soins personnels, les nettoyants et les détergents à lessive —, le déversement de produits commerciaux ou de consommation contenant ces surfactants et les déversements par l’industrie des pâtes et papiers. Nous résumons dans ce qui suit les déversements d’AE entraînant une exposition, tels qu’ils sont présentés en détail dans le rapport intitulé Supporting Documentation : Ecological Exposure Analysis of Poly(Alkoxylates/Ethers) (ECCC 2018).

L’élimination par le STEU des substances de la classe des AE a été étudiée à fond et les résultats ont été largement rapportés dans la littérature scientifique. On sait que les AE sont facilement biodégradables. HERA (2009) a présenté un ensemble d’essais rapides de l’Organisation pour la coopération et le développement économiques (OCDE), mentionné en référence dans plusieurs documents, indiquant que les différents AE sont facilement biodégradables (OCDE 1992). Le taux d’élimination le plus faible rapporté était de 99,7 % dans la littérature scientifique examinée. Aux fins de la présente évaluation, un taux d’élimination dans les eaux usées plus prudent de 95 % pour les types de traitements biologiques a été utilisé dans le calcul de la CEE. Un taux d’élimination pour un traitement primaire de 19 % a été utilisé dans le calcul de la CEE, fondé sur les premières étapes de traitement de différentes usines d’épuration (Cowan-Ellsberry et coll. 2014).

L’utilisation des AE par le secteur des pâtes et papiers

Les usines de pâtes et papier ont déclaré en consommer annuellement entre 1 000 et 10 000 kg, d’après les réponses à l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Nous avons utilisé la valeur supérieure de cette fourchette pour calculer l’exposition. La répartition des volumes quotidiens de dilution dans l’eau a été établie pour les usines de pâtes et papier. Nous avons retenu la valeur au 10^e centile de cette courbe de distribution comme volume quotidien de dilution représentatif (42 000 000 L/jour) pour les calculs. La CEE en milieu aquatique déterminée à l’aide de la valeur au 10^e centile de la courbe de distribution des volumes quotidiens de dilution dans l’eau pour les usines de pâtes et papier est de 34 ug/L.

Formulation des produits disponibles aux consommateurs

Nous avons créé un scénario de formulation basé sur les quantités importées ou fabriquées déclarées des substances du sous-groupe des AE et un scénario générique de rejet indirect pour l’estimation de l’exposition. Le scénario considère des installations où l’on mélange ces AE pour produire divers cosmétiques et produits disponibles aux consommateurs, comme des produits de nettoyage, des détergents à lessive, et des installations de formulation d’adhésifs et de produits d’étanchéité, de peintures et d’enduits et de lubrifiants.

La CEE de ces AE dans les eaux réceptrices est estimée à partir de la quantité rejetée par les eaux usées, du débit des effluents et du facteur de dilution de chaque cours d’eau récepteur.

CEE = [10⁹ × Q × E × (1-R)] / [F × D × N]

où

CEE est la concentration estimée dans l’environnement dans les eaux réceptrices près d’un point de rejet en µg/L
Q est la quantité de la substance utilisée annuellement par l’installation en kg/an
E est le facteur d’émission dans les eaux usées (sans unité)
R est la proportion retirée par le traitement des eaux usées (sans unité)
F est le débit d’eaux usées quotidien en L/jour
D est le facteur de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet (sans unité)
N est le nombre de jours de fonctionnement par année en jours/an
10⁹ est le facteur de conversion des kg aux µg (µg/kg)

Le scénario générique de rejet indirect de divers produits formulés repose sur l’éventail des quantités déclarées pour les huit AE évalués. La plus grande quantité utilisée pour produire l’une des formulations se situe entre 1 000 000 et 10 000 000 kg d’après les renseignements présentés dans le cadre d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Compte tenu de l’ampleur de cette fourchette, nous avons utilisé la valeur médiane d’une échelle logarithmique pour les calculs. Nous présumerons que la quantité Q d’AE qu’utilise une seule installation pour une formulation est 3,162 × 10⁶ kg/an. En outre, nous supposerons que l’installation fonctionnera 300 jours/an (N) et que son taux d’émission, E, est de 0,3 %. Le taux d’élimination, R, par le STEU est de 95 %. La valeur au 10^e centile du volume de dilution quotidien de plusieurs installations industrielles s’élève à 2,289 × 10⁷ L/j. Nous considérons que l’exposition proche du point de décharge est la CEE des AE en milieu aquatique. À partir de ces entrées, nous calculons une CEE en milieu aquatique de 69,1 μg/L.

Rejets à l’égout par les consommateurs

Le scénario d’utilisation par les consommateurs repose sur l’hypothèse du rejet à l’égout de produits disponibles aux consommateurs puisque ces produits devraient être largement employés par plusieurs utilisateurs à travers le Canada et que les volumes déversés transiteront par des STEU avant d’être rejetés.

Nous avons produit un calcul « tout-à-l’égout » pour le sous-groupe des AE, lorsqu’ils sont utilisés comme surfactants dans des produits tels que les nettoyants, les détergents à lessive et les produits de soins personnels. Nous avons utilisé le modèle CRAM (2017) pour estimer la CEE, puisque nous nous attendons à ce que des consommateurs de partout au Canada rejettent à l’égout des produits contenant des AE.

Afin de tenir compte des utilisations maximales des AE, nous avons, pour le scénario de pire situation, exécuté le CRAM avec une quantité de 10 000 000 kg, laquelle est supérieure aux quantités déclarées lors d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Cette analyse a été effectuée pour trouver quelles conditions auraient le potentiel de causer des effets nocifs. La distribution de la CEE pour l’analyse des concentrations dans le « tout à l’égout » apparaît au tableau 5‑3.

Compte tenu des hypothèses du scénario, la valeur au 9^e centile de la courbe de distribution des résultats du modèle CRAM a été choisie comme CEE représentative appropriée en milieu aquatique.

^a La valeur des centiles est déterminée en fonction de la courbe de distribution des résultats du modèle CRAM.

5.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche de la présente évaluation des risques pour l’environnement consistait à étudier les données directes et auxiliaires et à tirer des conclusions reposant sur le poids de la preuve. Les données étudiées comprennent des renseignements sur les sources et le devenir de la substance, sa persistance, sa bioaccumulation, l’exposition estimée à la substance et ses propriétés de danger pour l’environnement. En raison de leurs propriétés physico-chimiques, les substances du sous-groupe des AE devraient se disperser dans l’eau, mais ne pas se répartir dans l’air ou les sédiments. De plus, les huit AE évalués seraient fortement biodégradables dans l’environnement et auraient un faible potentiel de bioaccumulation. La CESE des huit EA évalués est estimée à 70 µg/L, selon les RFQE du Canada.

5.7 Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

La classification des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisés pour établir les risques pour la santé humaine occasionnés par les AE est présentée dans le rapport de Santé Canada (2017a) intitulé Supporting documentation : Final Risk Matrix Location of Polymers.

Bien que nous ayons trouvé que l’exposition était élevée, nous avons déterminé que le danger pour la santé humaine occasionné par les huit AE évalués était faible. Par conséquent, sur la base des données disponibles, il est peu probable que l’exposition aux huit substances du sous-groupe des AE constitue un risque pour la santé humaine.

6. Éthoxylates d’octylphénol (OPE)

6.1 Identité des substances

Les deux substances (voir le tableau 6‑1) évaluées sont des surfactants non ioniques que nous désignerons collectivement comme le sous-groupe des éthoxylates d’octylphénol ou OPE. La structure représentative du sous-groupe des OPE est montrée à la figure 6‑1. Ils sont synthétisés par la réaction préalable du diisobutylène (2,4,4-triméthyl-1-pentène) avec du phénol en conditions acides. Ensuite, l’OPE final est produit par réaction du 2‑octylphénol avec des unités d’oxyde d’éthylène hydrophile (donc éthoxylés) au moyen d’une liaison éther dans des conditions alcalines donnant le surfactant final (Talmage 1994). Le sous-groupe OPE évalué ici appartient à une série plus vaste de surfactants ayant divers degrés d’éthoxylation. Dans la présente évaluation, nous désignerons cette série plus étendue d’OPE sous le nom de classe des OPE.

Les OPE sont souvent représentées par les notations abrégées, « OPEO_n », « OPE_n » ou parfois « OP_nEO », où n est le nombre d’unités éthoxyle (ou degré d’éthoxylation). Le degré d’éthoxylation varie et Talmage (1994) signale que dès que n dépasse 6, les nonylphénols éthoxylés, des surfactants similaires, deviennent complètement hydrosolubles. Pour le degré d’éthoxylation typique de 9 ou 10, trouvé dans des produits commercialisés, les masses moléculaires moyennes sont respectivement de 602 et de 646 (Swisher 1987).

Les deux substances évaluées appartiennent à la classe chimique plus large des éthoxylates d’octylphénol tensioactifs. Étant donné la rareté des données d’essais disponibles pour ces deux substances, nous avons dû déduire par la lecture croisée les propriétés physico-chimiques et les données sur le devenir dans l’environnement et l’écotoxicité. Cette technique permet de prédire les propriétés d’une ou de plusieurs substances (dans ce cas, les deux OPE) à partir des valeurs des mêmes propriétés d’autres substances analogues (dans le cas présent, la classe élargie des OPE tensioactifs). Nous pouvons recourir à cette technique parce que les différentes propriétés chimiques ou environnementales sont uniformes dans l’ensemble des substances du sous-groupe et du groupe plus large. Nous avons aussi complété notre lecture croisée avec les données publiées dans des écrits scientifiques et des références.

6.2 Propriétés physico-chimiques

Le sous-groupe des OPE présente un éventail de poids moléculaires en raison du degré d’éthoxylation, une propriété liée à l’hydrophilicité. Il présente également différents degrés de ramification de la chaîne octylique. L’hydrosolubilité augmente de manière monotone avec le nombre d’unités éthoxyle (EO) et le degré de ramification de la chaîne octylique. Les FDS des composés énumérés au tableau 6‑1 donnent différentes valeurs pour l’hydrosolubilité, notamment soluble, complètement soluble, facilement soluble et entièrement soluble. Puisque les deux OPE évalués sont utilisées comme surfactants aqueux (section 6.3), nous assumerons qu’ils sont totalement hydrosolubles.

Pour de nombreuses substances organiques distinctes, le coefficient de partage octanol-eau (K_oe) est le principal facteur permettant de déterminer des propriétés telles que l’adsorption sur la matière organique (dans les sols, les sédiments, le carbone organique dissous, par exemple), la bioaccumulation et l’écotoxicité. Il est toutefois difficile de mesurer le K_oe des surfactants puisqu’ils se situent de préférence à l’interface octanol-eau. De plus, le devenir et la répartition des surfactants dans l’environnement tendent à dépendre davantage de l’adsorption et des effets de surface plutôt que la répartition classique dans les milieux en fonction de K_oe. C’est pourquoi on n’utilise pas souvent le K_oe comme paramètre pour évaluer le devenir des surfactants lors des évaluations des risques qu’ils posent à l’environnement.

Malgré ces limitations, on a toutefois publié certaines valeurs log K_oe pour la plus grande classe des OPE et des nonylphénols éthoxylés (les NPEO ou les NPE), une classe similaire de surfactants dont la chaîne alkyle compte un atome de carbone de plus que celle d’un OPE. Une valeur de 3,59 a été publiée pour le log K_oe du NPEO₉ (Environnement Canada et Santé Canada 2001). Une fiche de sécurité d’un produit commercial (FDS du produit N6507 du Sigma-Aldrich, no CAS 9036-19-5, pureté ~ 95 %) donne une estimation de 2,7 pour le log K_oe, mais ne contient aucune indication du degré d’éthoxylation. De plus, l’European Chemical Agency (ECHA) a publié des valeurs de 2,94, 3,49 et 3,82 pour le log K_oe de l’OPEO₈ (ECHA 2012). Le rapport de l’ECHA signale aussi qu’on n’a pu retrouver aucune propriété physico-chimique pour les quatre composés d’OPE qu’il vise (dont le no CAS 9002‑93‑1) dans les bases de données homologuées et qu’aucun dossier d’enregistrement n’était disponible.

La pression de vapeur des substances du sous-groupe des OPE est faible : 0,01 mm Hg, 20 °C (FDS du Nonidet-P40 [NP40], no CAS 9002-93-1, pureté de 90 à 100 %), < 1,00 mm Hg à 20 °C (FDS du Triton™ X-100 de Sigma-Aldrich, no CAS 9002-93-1, pureté ≤ 100 %) et 2,75 × 10^-12 mm Hg (valeur calculée) pour le OPEO₈ (ECHA 2012). En outre, SRC (2017) donne une estimation de 3 × 10^-6 mm Hg à 25 °C pour la pression de vapeur du no CAS 9002-93-1 avec une unité d’éthoxylation (PM : 250,38). Ces faibles pressions de vapeur et la forte hydrosolubilité connue des OPE tensioactifs suggèrent que la constante de la loi de Henry sera faible et que l’évaporation de ces substances depuis les milieux aqueux serait donc insignifiante.

6.3 Sources et utilisations

Les deux substances à l’étude ont été visées par une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une enquête obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 6‑2 présente pour ces deux substances un sommaire des quantités totales fabriquées ou importées en 2014. Ces mêmes sources indiquent que ces deux substances peuvent avoir diverses utilisations comme surfactants. Les plus grandes utilisations sont faites par le secteur de l’extraction du pétrole et du gaz naturel, le secteur des enduits (additifs dans les peintures, enduits, produits d’étanchéité et adhésifs), et lors de l’utilisation de solvants pour le nettoyage et le dégraissage, et de la fabrication de substance chimique (polymérisation en émulsion). On a divulgué des utilisations mineures lors de la fabrication d’encres d’imprimerie, la fabrication de produits de détartrage et d’inhibiteurs de corrosion, la fabrication de savons et de composés nettoyants, comme plastifiants, dans la fabrication d’emballages alimentaires et aussi dans la formulation de pesticides. La fourchette des concentrations utilisées dans les produits varie, selon l’application, de moins de 2 % (en général) à environ 25 %.

Selon Dow (2015), un important fabricant d’OPE, on intègre couramment les substances de la classe des OPE tensioactifs aux peintures, émulsions et agents mouillants. De plus, ils sont un type d’alkylphénol éthoxylate (APE) souvent vendu sous le nom commercial de surfactant TRITON™ X octylphénol éthoxylate, où X est un nombre, 100 ou un nombre similaire. Cette série de surfactants, c’est-à-dire la classe chimique plus large, est surtout utilisée pour des applications industrielles et dans les peintures et émulsions. Toutefois, ils peuvent servir à plusieurs fins, dans les émulsifiants (dans la fabrication de polymères en émulsion), comme stabilisants (dans les polymères de latex), dans les enduits (pour mouiller et stabiliser les pigments), en agriculture (comme émulsifiants ou dispersants) et dans les produits de nettoyage (un usage limité) comme les liquides, pâtes ou produits nettoyants en poudre et les produits industriels lourds.

^a Les valeurs reflètent les quantités déclarées en réponse à une enquête volontaire (ECCC 2015) et à une enquête obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b Lors de communications ultérieures, un important fabricant canadien a révélé les quantités de produits fabriqués et importés pendant cinq mois, quantités que nous avons ensuite extrapolées sur toute l’année. De plus, la fabrication d’OPE au Canada a cessé depuis la réalisation des enquêtes.

6.4 Rejets dans l’environnement

D’après les données obtenues lors d’une enquête à participation facultative et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (ECCC 2015; Canada 2015), les deux OPE évalués pourraient être rejetés au Canada pendant la formulation de produits et lors de l’utilisation finale. Compte tenu du profil d’emploi des produits susmentionnés, nous prévoyons que les deux OPE seront surtout rejetés dans les STEU. En outre, il est possible que l’utilisation de ces substances chimiques ou les activités de nettoyage et de dégraissage occasionnent des rejets dans les sols agricoles. Qui plus est, ces deux OPE peuvent être injectés dans des puits profonds, une mesure de gestion des déchets dans le cadre des procédures d’extraction du pétrole, ou faire partie des matières premières pétrolières utilisées dans les raffineries.

6.5 Devenir et comportement dans l’environnement

6.5.1 Répartition dans l’environnement

Sur la base des informations tirées de l’extrapolation des valeurs de la classe élargie des OPE que nous expliquons plus bas, les propriétés physico-chimiques des deux OPE évalués semblent indiquer que ceux-ci ont une faible pression de vapeur, une forte hydrosolubilité et divers degrés d’affinité pour les substances organiques carbonées.

Les résultats de la modélisation des 4-tert-octyphénols éthoxylés de différents degrés d’éthoxylation (ECHA 2012) laissent à penser que l’affinité des substances de la classe des OPE pour les phases organiques (sol, sédiments, matière organique) varie en fonction inverse du degré d’éthoxylation, En effet, les valeurs de log K_oe et log K_co des espèces à chaîne courte sont plus élevées. On peut donc s’attendre à ce que tous les OPE ayant un degré plus élevé d’éthoxylation (de 9 à 10 environ) - les surfactants les plus couramment observés - demeureront dans la phase aqueuse tandis que les espèces ayant une plus courte chaîne seront sorbées sur la matière organique disponible.

Les substances du sous-groupe des OPE utilisées comme surfactants seraient surtout rejetées par l’industrie et les consommateurs dans les STEU municipaux avant d’aboutir dans l’environnement. Nous ne nous attendons pas à ce que ces substances se volatisent dans l’air depuis ces systèmes de traitement, étant donné leur faible pression de vapeur prévue. En raison de la grande quantité de microorganismes, la biodégradation des substances de la classe - dont les deux OPE évalués - serait un mécanisme d’élimination important par les stations de traitement des eaux usées. En général, la biodégradation des alkylphénols (y compris les OPE) mène à la perte ou à la troncation de la chaîne éthoxyle plutôt qu’une minéralisation rapide (Staples et coll. 2008). En conséquence, divers produits de dégradation stables sont ainsi formés.

L’adsorption sur les solides en suspension supprime les produits de dégradation lipophiles et des OPE à chaîne plus courte qui, dans le STEU, sont ensuite éliminés de l’eau par des méthodes physiques comme la sédimentation. Ensuite, les OPE à chaîne courte et les produits de dégradation lipophiles se répartissent aussi dans les boues d’épuration. Les boues qui sont physiquement évacuées des stations d’épuration des eaux usées subissent généralement une digestion anaérobie (c’est-à-dire une dégradation plus poussée) avant d’être éliminées par application sur le sol, l’incinération ou l’enfouissement.

Les produits de dégradation les plus hydrophiles et les quantités résiduelles des OPE à longue chaîne demeurent dans l’eau et sont rejetés dans le milieu aquatique après le traitement des eaux usées.

6.5.2 Persistance dans l’environnement

La biodégradation dans les stations d’épuration des eaux usées et les eaux de surface transforme en structures moins complexes tous les éthoxylates d’alkylphénol, y compris les deux substances du sous-groupe des OPE évaluées. Le mécanisme cause d’abord l’élimination des unités éthoxyles et produit divers intermédiaires dont l’octylphénol et, après une longue période, la minéralisation (RU 2005).

En conditions anaérobies, la classe chimique des OPE se dégrade en monoéthoxylate d’octylphénol (OP₁EO), en diéthoxylate d’octylphénol (OP₂EO) et en octylphénol en tant que tel, tandis qu’en conditions aérobies, les OPE se décomposent surtout en acide octylphénoxyacétique (OP₁EC), en acide octylphénol monoéthoxyacétique (OP₂EC) et en OPE à chaîne courte (p. ex., en OP₁EO et en OP₂EO) (Klečka et coll. 2007; Ying et coll. 2002). L’OP₁EC est l’acide carboxylique de l’OP₁EO formé par oxydation du groupe OH terminal de la chaîne éthoxylate. L’OP₂EC est l’acide carboxylique correspondant de l’OP₂EO également formé par oxydation du groupe OH terminal. Ces intermédiaires peuvent être eux-mêmes convertis en octylphénol, mais à un rythme plus lent que la dégradation rapide initiale des polymères OPE.

Les systèmes de traitement des eaux usées éliminent généralement plus de 90 % des alkylphénols contenant au moins huit unités éthoxyle (la longueur de chaîne la plus courante dans les produits commerciaux). Les essais de Jonkers et coll. (2001) sur la dégradation des nonylphénols dans l’eau douce ont donné, après 100 heures, une dégradation primaire de 99 % du NP₄EO (éventail de deux à neuf éthoxylates) et du NP₁₀EO (fourchette de quatre à quinze éthoxylates). Ces résultats nous incitent à penser que les OPE seront semblablement dégradés, car ces composés ne diffèrent des NPE que par un seul atome de carbone.

Si, d’une part, les conclusions des écrits scientifiques sur la biodégradation rapide des OPE diffèrent, d’autre part, il est généralement admis que l’ensemble de la classe des OPE se dégrade rapidement et produit des intermédiaires plus persistants et stables, comme nous le mentionnions plus haut. Souvent, la cause de la non-satisfaction des critères plus stricts de biodégradation rapide des essais de dépistage n’est pas un déficit de dégradation observée (plus de 60 %), mais la non-atteinte de la fenêtre de 10 jours, c’est-à-dire de l’obtention d’une dégradation suffisante 10 jours après avoir observé une dégradation de 10 %. Habituellement, cela se produit lorsque l’inoculum n’a pas été en présence de l’OPE.

Les OPE devraient être globalement similaires aux NPE donc, comme l’indiquent les essais normalisés, qu’il ne se biodégraderont pas facilement, ce que constitue démarche prudente. En contrepartie, puisqu’une forte dégradation se produit généralement après l’acclimatation, on devrait considérer que les OPE sont intrinsèquement biodégradables. La dégradation aérobie de l’OPE produit d’abord la formation d’intermédiaires stables, - principalement les OP₁EO, OP₂EO, OP₁EC et l’OP₂EC - et, en moindre quantité, l’octylphénol (RU 2005).

Par conséquent, nous prévoyons que les propriétés de dégradation des deux substances OPE évaluées soient similaires à celles de la classe plus large des OPE et que ces deux OPE soient intrinsèquement biodégradables, mais non facilement biodégradables.

6.5.3 Potentiel de bioaccumulation

La base de données J‑CHECK (2010) contient une étude de bioconcentration de la substance no CAS 9036‑19‑5 par le Cyprinus carpio, l’espèce visée par un essai réalisé selon la ligne directrice 305 de l’OCDE. La substance mise à l’essai a été décrite comme étant du poly(oxyéthylène) octylphényléther avec un n entre 7 et 11 (avec un degré moyen de polymérisation de 9). On a également mentionné que cette substance était pure à 98,93 % et que son hydrosolubilité égalait ou dépassait 100 g/L. On a mesuré les facteurs de bioconcentration (le rapport de la concentration dans le poisson sur celle dans l’eau, CPE) pour deux valeurs nominales de concentration de la substance d’essai, soient 0,2 et 0,02 mg/L. Un essai exploratoire visant à déterminer la fourchette d’exposition, réalisé sur le médaka (Oryzias latipes), a donné une CL₅₀ de 28 mg/L après 96 heures.

Pour chacun des deux niveaux de concentration, on a publié la valeur maximale de la CEE (L/kg) au cours de la période de l’étude de 28 jours de chaque pic, pour chaque espèce chimique ayant un degré donné d’éthoxylation, elles sont :

Pic A (n = 11 ou OPEO₁₁) : CEE < 3 pour 0,2 mg/L, CEE < 30 pour 0,02 mg/L

Pic B (n = 10 ou OPEO₁₀₎ : CEE < 3 pour 0,2 mg/L, CEE < 30 pour 0,02 mg/L

Pic C (n = 9 ou OPEO₉) : CEE < 3 pour 0,2 mg/L, CEE < 31 pour 0,02 mg/L

Pic D (n = 8 ou OPEO₈) : CEE < 3 pour 0,2 mg/L, CEE < 30 pour 0,02 mg/L

Pic E (n = 7 ou OPEO₇) : CEE < 3 pour 0,2 mg/L, CEE < 31 pour 0,02 mg/L.

Ces résultats nous indiquent que les deux OPE évalués ne sont pas considérés avoir un potentiel important de bioaccumulation.

6.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

6.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Les effets écotoxicologiques aigus de l’octylphénol (OP) et de la classe des OPE ont déjà été étudiés et examinés. Les substances de la classe OPE sont des surfactants non ioniques extrêmement toxiques pour différents organismes (RU 2005). Les données sommaires pour l’OP et l’OPE (RU 2005, Environnement Canada 2002), indiquent que les OPE ont généralement une toxicité chronique toxique inférieure à celle de l’OP. En outre, la toxicité aiguë de l’OP est généralement similaire à celle du nonylphénol (NP) et les valeurs de la CL₅₀ ou de la CE₅₀ sont mutuellement en deçà d’un facteur 3 (RU 2005). Cela n’est pas inattendu puisque l’OP et le NP ont des structures similaires (la chaîne alkyle du premier compte un atome de carbone de moins que celle de l’autre et les deux molécules ont des chaînes ramifiées semblables) et sont susceptibles d’avoir des modes d’action similaires (CCME 2002).

Le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) a publié des Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux (RCQE) visant la protection de la vie aquatique contre l’exposition au nonylphénol et à ses éthoxylates dans l’eau. Le CCME (2002) fonde sa recommandation sur la concentration du NP et des NPE sur un examen des renseignements disponibles sur ces substances. De plus, le NP et les NPE ont déjà fait l’objet d’une évaluation, car ils figuraient sur la Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP) (Environnement Canada et Santé Canada 2001). Les CESE pour le NP et les NPE dans l’eau douce dérivées dans le cadre de l’évaluation de la LSIP et la valeur des Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux sont toutes deux de 1,0 µg/L, exprimées en équivalents toxiques (ET) à l’aide de facteurs d’équivalence de toxicité (FET). Le FET est un facteur établi empiriquement pour chaque composé, qui exprime la puissance d’un composé par rapport au composé le plus toxique du mélange, dans le cas présent le nonylphénol (auquel un FET de 1 est attribué). Pour obtenir l’équivalent toxique de chaque composé, nous multiplions la concentration de chacun par son FET. Nous déterminons la toxicité globale en additionnant les équivalents toxiques de tous les composés du mélange. La méthode de l’équivalent toxique est utilisée pour caractériser la toxicité d’un mélange de composés apparentés en exprimant la toxicité de chaque composé dans les mêmes unités et en les additionnant.

Les FET pour les nonylphénol éthoxylés et les nonylphénol éthoxycarboxylés ont déjà été estimés (Servos et coll. 2000), et les RCQE recommandent d’utiliser les mêmes FET pour les nonylphénol éthoxylés et les nonylphénol éthoxycarboxylés apparentés (Environnement Canada 2002). Les FET des différents produits de dégradation varient de 0,5 à 0,005, c.-à-d. entre 2 et 200 fois moins toxique que les composés de référence que sont le nonylphénol et l’octylphénol.

D’après la RCQE, la CESE de 1,0 μg/L a été choisie comme VCT pour les deux substances du sous-groupe des OPE présentement évaluées. Cette valeur de 1,0 μg/L est, à vrai dire, applicable à l’octylphénol. Dans la présente évaluation, cette valeur représente une estimation prudente de l’écotoxicité puisque les rejets d’OPE dans l’environnement seraient composés d’un mélange d’OPE dont on estime la toxicité des produits de dégradation (p. ex., OP₁EO, OP₂EO, OP₁EC, OP₂EC) être de 2 à 200 fois moindres que l’octylphénol, comme mentionné ci-dessus. La VCT de 1,0 μg/L sert de valeur comparative avec les CEE (section 6.6.2) afin de calculer les quotients de risque (QR) (section 6.6.3) dans les scénarios de différentes utilisations. Par conséquent, la VCT est une valeur prudente et a été choisie comme valeur sans danger pour le milieu aquatique au Canada.

Nous savons que les éthoxylates d’alkylphénol (APE) et les alkylphénol (AP) - dont le NP, les NPE, l’OP et les OPE - ont une faible activité œstrogénique (Porter et coll. 2011, Acir et Guenther 2018) par laquelle la substance pourrait perturber le fonctionnement normal du système endocrinien de divers organismes. Par exemple, l’exposition aux APE et aux AP peut, chez le poisson mâle, pourrait induire la production de vitellogénine, un précurseur chimique de la protéine du jaune d’œuf, présente dans le plasma sanguin des poissons femelles sexuellement matures (Environnement Canada et Santé Canada 2001, Genovese et coll. 2014). De plus, on a signalé que l’exposition à de faibles concentrations d’OP avait modifié le rapport mâle-femelle, des suppressions du développement ovarien et une baisse de la reproduction et de la croissance du poisson-zèbre (Danio rerio) (Mahgiubi 2011). L’exposition d’embryons de poisson-zèbre à l’OP a provoqué une hausse des défauts du système cardiovasculaire, ainsi que des changements dans l’expression génique et la suppression du facteur de transcription (Saputra et coll. 2016).

Des effets sur la croissance et le développement ont aussi été signalés chez d’autres groupes taxonomiques. Arslan et coll. (2007) et Arslan et Parlak (2007) ont signalé que l’exposition d’oursins Arbacia lixula et Paracentrotus lividus à de faibles concentrations d’OP provoquait une inhibition de la croissance et une malformation du système squelettique. Roepke et coll. (2005) ont aussi mentionné les effets nocifs de l’OP sur le développement embryonnaire des oursins Strongylocentrotus purpuratus et Lytechinus anamesus. Duft et coll. (2003) ont rapporté une hausse du nombre d’embryons sans coquille (sous-développés) de l’hydrobie des antipodes (Potamopygus Antipodarum) après l’exposition à l’OP. Les études indiquent que ces effets pourraient être causés par l’activité œstrogénique que pourrait avoir l’OP. Cependant, il est possible que d’autres modes d’action soient en cause.

6.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Les réponses à l’enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE indiquent qu’une partie des OPE utilisés étaient synthétisés au Canada. Cependant, la production canadienne a maintenant cessé et, à l’heure actuelle, tous les OPE sont importés (communication personnelle avec une partie prenante de l’industrie, surfactants éthoxylés 2018). Par conséquent, nous n’avons élaboré aucun scénario d’exposition découlant de la fabrication des substances du sous-groupe des OPE.

Selon les deux enquêtes, quatre activités principales peuvent entraîner le rejet des deux OPE dans le milieu aquatique : a) la formulation de mélanges de polymères contenant des OPE, b) la formulation de peintures et d’enduits, c) la formulation de divers produits disponibles aux consommateurs tels que des nettoyants, d) le rejet de produits dans les égouts par les consommateurs (scénario « tout à l’égout »). Nous résumons plus bas les rejets occasionnant des expositions aux deux OPE à l’étude, qui avaient été présentés en détail dans le rapport d’ECCC (2020) intitulé Supporting Documentation : Ecological Exposure Analysis of Poly(Alkoxylates/Ethers).

Bien qu’on ait répertorié des activités relatives à l’extraction d’hydrocarbures et de gaz naturel, le rejet d’OPE dans le milieu aquatique par ces activités ne devrait pas entraîner d’augmentation de la concentration des OPE dans le milieu aquatique. Dans les applications normales d’extraction en milieu terrestre en Amérique du Nord, les eaux de procédé sont utilisées pour stimuler la production de puits de pétrole ou éliminées par injection dans des puits profonds (OCDE 2012). Par conséquent, cette activité n’est plus prise en compte.

Les scénarios d’exposition dans le reste de la sous‑section 6.6.2, ont été créés pour les deux OPE tensioactifs évalués, en fonction des quantités utilisées et de leur profil d’utilisation au Canada.

D’après la littérature scientifique, nous avons estimé le taux d’élimination des STEU secondaires variant entre 80 % et 90 % (Melcer et coll. 2007). Par prudence, nous avons choisi la valeur inférieure de cette fourchette (80 %) pour le calcul de la CEE relative aux STEU secondaires. En ce qui concerne les systèmes de traitement primaires, nous avons retenu un taux d’élimination représentatif de 60 % déterminé d’après Environnement Canada (2013a). Concernant les systèmes de traitement en étang, nous avons sélectionné un taux d’élimination représentatif de 92 %, d’après la moyenne des taux d’élimination des étangs facultatifs et des étangs aérés déterminés par Environnement Canada (2013a).

Formulation de produit : mélanges de polymères

Un scénario d’exposition a été créé pour représenter un grand formulateur de produits qui importe des OPE à l’état pur ou quasi pur aux fins de les mélanger à d’autres substances pour élaborer divers produits qui en contiennent des concentrations plus basses. Nous avons déterminé que les installations participant à ces activités rejetaient leurs eaux usées traitées ou non traitées dans des STEU pour un traitement final avant leur rejet en milieu aquatique. Puisque les formulateurs ne disposent pas tous de l’équipement nécessaire pour prétraiter leurs eaux usées avant de les rejeter dans les systèmes de traitement des eaux usées, aux fins de la présente évaluation des OPE, nous supposerons que le formulateur déversera des eaux usées non traitées dans un système de traitement.

Encore une fois, nous estimons la CEE dans les eaux réceptrices en utilisant la quantité rejetée dans le système de traitement, le débit des effluents et le facteur de dilution dans le cours d’eau récepteur.

CEE = [10⁹ × Q × E × (1-R)] / [F × D × N]

où

CEE est la concentration estimée dans l’environnement dans les eaux réceptrices près du point de rejet, en µg/L
Q est la quantité d’une substance utilisée annuellement par une installation, en kg/an
E est le facteur d’émission dans les eaux usées (sans unités)
R est la proportion retirée par le traitement des eaux usées (sans unité)
F est le débit d’eaux usées quotidien en L/j
D est le facteur de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet (sans unité)
N est le nombre de jours de fonctionnement par année, en j/a
10⁹ est le facteur de conversion des kg aux µg (µg/kg)

Selon les renseignements fournis dans le cadre d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, la plus grande quantité utilisée par le plus grand formulateur se situe entre 100 000 et 1 000 000 kg. Compte tenu de l’ampleur de cette fourchette, nous avons utilisé la valeur médiane de l’échelle logarithmique pour les calculs. Nous supposerons donc que la quantité maximale d’OPE (Q) qui sera ajoutée dans une installation individuelle devrait être de 316 200 kg/an. Nous supposerons de plus que l’installation fonctionnera 300 jours/année (N) et aura un taux d’émission (E) de 0,3 %. Le STEU qui reçoit le rejet de l’installation utilisant la plus grande quantité d’OPE a un volume de dilution quotidien de 1,711 × 10⁹ L. Nous l’utiliserons pour estimer le degré d’exposition près du point de rejet du système de traitement des eaux usées et considérerons cette exposition proche du point de rejet comme la CEE en milieu aquatique. À partir de toutes ces données, nous calculons une CEE en milieu aquatique de 0,37 μg/L.

Formulation des peintures et des enduits

Pour estimer les concentrations, nous avons choisi un scénario de formulation de peinture et de revêtement fondé sur des hypothèses représentatives du pire scénario réaliste. Ce scénario repose sur la plus grande quantité des OPE utilisée par une usine où l’on formule des peintures, soit 10 000 kg, d’après les renseignements fournis lors de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Nous estimons que les installations manipulant cette quantité de substances sont exploitées 300 jours/année, N, et que leur taux d’émission, E, est de 0,505 %. Une courbe de distribution du volume quotidien de dilution dans l’eau a été établie pour le secteur des peintures et des enduits et englobe les installations dont les substances sont rejetées dans des STEU secondaires. La valeur au 10^e centile de cette courbe de distribution a été choisie comme volume quotidien de dilution représentatif pour les calculs (47 283 000 L/j). Nous considérerons que cette exposition proche du point de rejet est la CEE en milieu aquatique. À partir de ces données, nous calculons une CEE en milieu aquatique de 0,71 μg/L.

Scénarios de formulation de produits de consommation et de produits de nettoyage

En nous fondant sur les hypothèses réalistes du pire scénario, nous avons choisi un scénario de formulation de produits de consommation et de produits de nettoyage pour estimer les concentrations dans l’environnement. Ce scénario suppose la valeur la plus élevée de la fourchette des quantités déclarées pour les deux OPE lorsqu’ils sont utilisés dans une installation où l’on formule des produits de consommation et des produits de nettoyage, soit 10 000 kg. Nous estimons que les installations manipulant cette quantité de substance sont exploitées pendant 300 jours/année (N) et que leur taux d’émission (E) est de 0,3 %. Nous avons construit une courbe de distribution des volumes de dilution quotidiens pour le secteur des produits de soins personnels et d’hygiène. Elle englobe les installations dont les substances sont rejetées dans un STEU secondaire ou en étang. Pour le calcul, nous avons choisi la valeur au 10^e centile comme volume de dilution quotidien représentatif. Cette valeur correspond à 38 014 000 L/jour. Nous considérons cette valeur d’exposition près du point de rejet comme la CEE en milieu aquatique. À l’aide de ces données, nous obtenons par calculs une CEE en milieu aquatique de 0,53 μg/L.

Rejets à l’égout par les consommateurs

Nous avons produit un calcul de l’exposition occasionnée par le rejet à l’égout par les consommateurs des substances du sous-groupe des OPE utilisées comme surfactant dans des produits tels que les nettoyants, les détergents textiles et les produits de soins personnels. Puisque partout au Canada, des consommateurs rejettent des produits contenant de l’OPE, nous en avons estimé la CEE à l’aide du modèle CRAM (2017).

Nous avons exécuté le modèle CRAM (2017) pour une quantité de 100 000 kg/an, soit la valeur maximale de la fourchette des quantités totales déclarées en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE. Le tableau 6‑3 montre l’analyse de la courbe de distribution de la CEE du rejet à l’égout.

Compte tenu des hypothèses du scénario, la valeur au 9^e centile de la courbe de distribution des résultats calculés par le modèle CRAM a été choisie comme CEE adéquate représentative en milieu aquatique.

^a La valeur des centiles est déterminée en fonction de la courbe de distribution des résultats du modèle CRAM.

Renseignements sur le suivi et la surveillance

L’octylphénol et les nonylphenols ont été visés par un programme de suivi et de surveillance des eaux de surface et des biosolides du Plan de gestion des produits chimiques. On a déterminé la concentration d’octylphénol dans des échantillons prélevés pendant trois jours consécutifs en semaine dans l’affluent brut, l’effluent final et les biosolides de 12 STEU canadiens en 2010-2011 et 2011-2012. Les douze stations d’épuration des eaux usées sont typiques des systèmes de traitement au Canada (système primaire, système secondaire, lagune aérée, lagune facultative, systèmes avancés). Dans les effluents aquatiques, la concentration médiane d’octylphénol était inférieure à 3,6 ng/L. En outre, la concentration maximale mesurée d’octylphénol était de 7,67 ng/L. Lors de ces mesures, on n’a détecté l’octylphénol que dans 1 échantillon sur 84. Dans le cas des biosolides, on a mesuré une concentration médiane et maximale d’octylphénol de 64,7 ng/g et 271 ng/g respectivement. L’OP n’a été détecté que dans 9 des 65 échantillons (Environnement Canada 2013a).

6.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche de la présente évaluation des risques pour l’environnement consistait à étudier les données directes et auxiliaires et à tirer des conclusions reposant sur le poids de la preuve. Parmi les preuves soupesées, on trouve l’information sur les sources et le devenir de la substance, sa persistance, sa bioaccumulation, l’estimation de l’exposition, les données de suivi et de surveillance et ses propriétés nocives pour l’environnement. En nous fondant sur les RCQE (protection de la vie aquatique) produites par le CCME pour le nonylphénol et ses éthoxylates (des polymères éthoxylés étroitement apparentés), nous estimons que la CESE du sous-groupe des OPE est de 1,0 µg/L.

Sur le plan de la persistance à long terme de ces polymères, les données disponibles indiquent que les OPE en cours d’évaluation ne se biodégradent pas rapidement dans l’environnement. Toutefois, puisqu’une dégradation importante se produit après l’acclimatation, ils seraient considérés comme intrinsèquement biodégradables. La dégradation des polymères OPE produit d’abord des intermédiaires stables, dont l’octylphénol. Il est probable que ces polymères ne s’hydrolysent pas. Ceci est compatible avec l’absence de groupes facilement hydrolysables dans la structure polymère représentative.

Les données empiriques utilisées pour évaluer le potentiel de bioaccumulation sont conformes avec un faible potentiel de bioaccumulation par les organismes aquatiques des deux OPE polymères.

Les CEE (variant de 0,37 à 0,74 µg/L) découlant des principales activités mettant en cause les OPE sont inférieures à la CESE de 1 µg/L. Par conséquent, en nous fondant sur tous les quotients de risque calculés (la CEE et la CESE) des scénarios de rejet dans l’environnement que nous avons considérés, les deux OPE à l’étude ne devraient pas susciter de préoccupations pour l’environnement (en d’autres termes, leur quotient de risque est inférieur à 1). Étant donné l’utilisation de valeurs prudentes pour estimer la CEE, comme un taux d’élimination prudent par les stations de traitement des eaux usées et les forts volumes utilisés, nous anticipons que tout quotient de risque surestimerait le risque potentiel. Sur la base des informations disponibles et de l’estimation prudente des valeurs de la CEE et de la CESE, les deux OPE à l’étude ne devraient pas présenter de risque pour l’environnement.

Il convient de noter que les propriétés des deux NPE (le nonylphénol et ses dérivés éthoxylés) et des OPE ainsi que les dangers qu’ils posent pour l’environnement ont été étudiés et jugés semblables, en particulier à cause de leurs propriétés structurales et physico-chimiques similaires (Environnement Canada et Santé Canada 2001 et leurs références, CCME et ses références). De plus, les NPE et les OPE posent un degré de danger similaire pour l’environnement et les produits de leur dégradation ont un potentiel de perturbation endocrinienne (œstrogène) semblable. Pour des motifs environnementaux, on ne peut donc pas considérer que les deux OPE tensioactifs à l’étude dans la présente évaluation préalable pourraient être des substituts adéquats aux NPE. Dans le rapport d’évaluation de la LSIP de 2001, il avait été conclu que le nonylphénol et ses éthoxylates pénètrent 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 sa diversité biologique. Par conséquent, il a été conclu que le nonylphénol et ses éthoxylates sont « toxiques » au sens de l’alinéa 64a) de la LCPE.

6.7 Potentiel de causer des effets nocifs sur la santé humaine

Le rapport de Santé Canada intitulé Supporting Documentation : Final Risk Matrix Location of Polymers (Santé Canada 2017a) présente la classification des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisés pour établir les risques pour la santé humaine associés aux éthoxylates d’octylphénol.

Bien qu’on y ait été établi que l’exposition était élevée, on a aussi déterminé que le risque pour la santé humaine associé aux deux OPE à l’étude était faible. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que l’exposition aux substances constitue un risque pour la santé humaine.

7. Éthoxylates d’alkylamine (ANEO)

7.1 Identité des substances

Les six substances (tableau 7‑1) évaluées dans le présent chapitre sont des surfactants cationiques que nous désignerons collectivement comme le sous-groupe des éthoxylates d’alkylamine ou ANEO^{Note de bas de page 10} . Ce sont des alkoxylates d’amine tensioactifs présentant une gamme de longueurs de chaîne alkyle et différents degrés d’alkoxylation. Les figures 7‑1 et 7‑2 montrent des structures représentatives des ANEO.

Les six ANEO visés par la présente évaluation préalable ont une chaîne alkyle de longueur similaire de 8 à 18 atomes de carbone. Les informations disponibles sur la composition suggèrent aussi que les ANEO possèdent généralement entre 2 et 25 unités d’alkoxylates répétées.

En raison de la similitude des longueurs des chaînes alkyles et des différences de degré d’alkoxylation entre les six substances, il est prévisible qu’elles aient des propriétés similaires. Dans la présente évaluation préalable, nous déduirons par lecture croisée les propriétés physiques et chimiques et des propriétés de danger.

L’alkyl(de suif)amines éthoxylées (n^o CAS 61791-26-2) est également connue sous le nom de polyoexyéthylène amine ou POEA. Elle est utilisée comme surfactant dans la formulation d’herbicides au glyphosate et a été largement étudiée. Le POEA est synthétisé à partir d’huile de suif normalement composée de chaînes alkyles comportant de 14 à 18 atomes de carbone (tableau 7-2).

À cause de son rôle comme surfactant dans la formulation du glyphosate, le POEA a été beaucoup plus étudié que les autres ANEO. De plus, l’ARLA a étudié exhaustivement le POEA lors de sa réévaluation du glyphosate (Santé Canada 2015, Santé Canada 2017b).

^a CIR 2015.
^b Visek 2003.

Le CIR 2015 et Rodriguez (2015) nous informent que les ANEO sont synthétisés par une série de réactions chimiques, où les acides gras ou les acides à longue chaîne de carbone subissent une amination pour produire une amine primaire (figure 7‑3). Cette amine réagit ensuite avec l’oxyde d’éthylène ou l’oxyde de propylène pour produire des ANEO simples avec deux unités alkoxylates (CIR 2015, Visek 2003). Des réactions ultérieures avec de l’oxyde d’éthylène ou de l’oxyde de propylène en présence d’un catalyseur donneront des ANEO ayant un degré plus élevé d’alkoxylation. L’ANEO qui en résulte contient un noyau amine avec une ramification formée d’une fraction à longue chaîne carbonée et d’une ou plusieurs ramifications de groupes alkoxylates répétées avec des groupes alcool terminaux (Tush et Meyer 2016). Les ANEO sont normalement des surfactants non ioniques, mais ils peuvent former des cations lorsqu’ils sont quaternisés. Par exemple, la quaternisation de la substance de no CAS 28724-32-5 avec du chlorure de méthylène produit des ANEO quaternaires.

Les six ANEO à l’étude appartiennent à une classe plus large de tensioactifs aminés aux chaînes alkyles de longueur différente et dont le degré d’alkoxylation est variable. Toutefois, la présente évaluation préalable ne vise que les substances figurant au tableau 7‑1. Compte tenu de la longueur de la chaîne alkyl-carbone et du degré d’alkoxylation, le poids moléculaire moyen en nombre peut varier de 350 à plus de 900 (Canada 2015, ECCC 2015).

7.2 Propriétés physico-chimiques

Les ANEO sont des surfactants de divers poids moléculaires moyens et aux propriétés physico-chimiques variées. Nos recherches documentaires et les réponses à une enquête à participation facultative (ECCC 2015) ainsi qu’à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) ont donné un éventail de propriétés. Le tableau 7‑3 présente les données colligées et agrégées pour les six ANEO.

^a Le log K_co est le coefficient de partage carbone organique-eau
^b Le log K_d est le coefficient d’adsorption-désorption, calculé à partir du log K_co à l’aide de l’équation log K_d = log (K_co × F_co), où F_co est 0,37 et 0,3 pour les boues activées et les eaux usées brutes, respectivement.

Les données indiquent que le poids moléculaire moyen des ANEO se situe entre 350 et plus de 900 g/mol. Différentes valeurs de solubilité dans l’eau ont été publiées ce qui s’explique par le comportement tensioactif des ANEO. Toutefois, puisque les ANEO peuvent former des émulsions stables dans l’eau, on considère qu’ils sont disponibles dans l’eau. Nous avons retrouvé certaines données expérimentales sur le logarithme du coefficient de partage octanol-eau, log K_oe. Toutefois, les directives relatives aux essais, notamment les lignes directrices 107 et 117 de l’OCDE, mentionnent que ces méthodes ne s’appliquent pas aux substances tensioactives. C’est pourquoi nous ne présentons pas ces données.

7.3 Sources et utilisations

Les six ANEO ont été visés par enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une enquête à participation obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Le tableau 7‑4 résume les quantités totales fabriquées ou importées déclarées pour 2014. Les sources indiquent que les six ANEO sont surtout utilisés pour l’extraction du pétrole et du gaz, l’usinage des métaux, le nettoyage et les soins personnels. On a également signalé des utilisations mineures de certaines substances dans les matériaux d’emballage alimentaire, dans les peintures et enduits, et dans les additifs pour carburants. En fonction de l’utilisation, on utilisera différentes concentrations d’ANEO lors de la formulation. Par exemple, les POEA entrent en concentrations inférieures à 20 % dans la formulation des pesticides (Santé Canada 2015; Santé Canada 2017b). De plus, selon les pratiques courantes, la concentration actuelle d’éthoxylate de cocoalkyle amine dans les cosmétiques est habituellement inférieure à 3,5 % (CIR 2015).

^a Les valeurs proviennent des quantités déclarées en réponse à une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir les enquêtes pour les inclusions et exclusions spécifiques (annexes 2 et 3).
^b Selon les communications de suivi avec l’industrie, en 2016, un important fabricant canadien a cessé ses activités de fabrication.

7.3.1 Utilisation des alkyl(de suif)amines éthoxylées

La Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères (2017) recommandait une évaluation plus poussée des alkyl(de suif)amines éthoxylées (n^o CAS 61791‑26‑2), aussi connues sous le nom de POEA, pour la santé humaine. Nous avons par conséquent consulté de nombreuses bases de données gouvernementales nationales pour découvrir s’il existait d’autres utilisations potentielles de la POEA au Canada pouvant entraîner l’exposition de personnes. Le tableau 7‑5 résume ces utilisations de la POEA.

Abréviations ⸺ O : oui, N : non
^a Santé Canada [modifié 2017], communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^b Communication personnelle, courriel de la Direction des aliments, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^c BDPP [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^d BDIPSN [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^e BDPSNH [modifié 2021], communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
^f Santé Canada [modifié 2015].
^g Communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence^.
h Communication personnelle, courriel de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, juin 2017, sans référence.
ⁱ Association canadienne du jouet (ACJ 2017).

Certains pesticides à base de glyphosate contiennent de la POEA qui agit comme surfactant. Il a été déterminé qu’il n’existait pas de risque ou de préoccupation pour la santé humaine ou l’environnement à condition que ces produits ne contiennent pas plus de 20 % en poids de POEA et que l’on respecte le mode d’emploi proposé sur l’étiquette (y compris les grandes zones tampons pour la pulvérisation des produits qui contiennent de la POEA). Toutes les préparations commerciales de glyphosate actuellement homologuées au Canada respectent cette limite de 20 % (Santé Canada 2015). Tout produit pesticide contenant de la POEA et qui a été homologué depuis la fin de la réévaluation du glyphosate doit également respecter la limite de 20 %. Une justification scientifique valide accompagnée de données acceptables est nécessaire à toute demande d’homologation d’un pesticide contenant plus de 20 % en poids de POEA.

7.4 Rejets dans l’environnement

Les données présentées en réponse à une enquête à participation facultative et à une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (ECCC 2015; Canada 2015) des enquêtes nous informent qu’en 2014, les six ANEO ont été importés au Canada, la POEA étant la seule substance fabriquée au Canada. D’après les renseignements actuels, la fabrication de la POEA au Canada a cessé en 2016, mais on continue d’en importer au Canada. Les données des enquêtes indiquent que les six ANEO entrent dans la formulation de divers produits industriels ou commerciaux. Les produits contenant les six ANEO sont utilisés pour l’extraction du pétrole et du gaz, l’usinage des métaux, le nettoyage et les soins personnels. Les ANEO sont généralement formulés dans des produits disponibles aux consommateurs à des concentrations entre 1 % et 5 % (FDS 2015b, CIR 2015).

Nous avons recensé des utilisations par le secteur de l’extraction du pétrole et du gaz naturel, mais nous n’avons produit aucun scénario quantitatif pour ce secteur parce que les eaux de procédé pour l’extraction du pétrole en milieu terrestre ne sont normalement pas rejetées dans un égout ou dans les eaux douces.

D’après les données d’utilisations déclarées, les six ANEO pourraient être rejetés pendant le procédé de formulation et lors de l’utilisation finale au Canada. Compte tenu du profil d’emploi des produits susmentionnés, nous prévoyons que les six ANEO seront surtout rejetés dans les STEU.

7.5 Devenir et comportement dans l’environnement

7.5.1 Distribution dans l’environnement

Les données physiques et chimiques présentées au tableau 7-3 laissent à penser que les six ANEO devraient avoir une faible pression de vapeur, une forte hydrosolubilité et une forte affinité pour le carbone organique (log K_co élevé). En outre, on a constaté que la POEA avait une forte affinité pour le sol et les solides en suspension (Rodriguez 2015, Tush et Meyer 2016).

En fonction de leur profil d’utilisation, les six ANEO pourraient être rejetés dans l’environnement après leur passage dans les systèmes de traitement des eaux usées. Étant donné leurs propriétés physiques et chimiques, les polymères ANEO qui traversent les installations de traitement des déchets devraient majoritairement s’adsorber sur les solides en suspension et être éliminés de la colonne d’eau.

Les polymères rejetés au sol devraient s’y adsorber (Tush et Meyer 2016) et subir une certaine biodégradation avec le temps. Nous ne prévoyons pas de volatilisation à partir du sol ou de l’eau interstitielle, en raison de la faible pression de vapeur prédite.

7.5.2 Persistance dans l’environnement

D’après les données sur l’hydrolyse présentées dans le document de Santé Canada (2015), la demi-vie après hydrolyse pourrait varier de moins de 21 jours à 28 jours.

La biodégradation d’ANEO déterminée peut varier de moins de 25 % à plus de 60 % en fonction du degré d’alkoxylation et la durée de l’étude de biodégradation. Selon Van Ginkel et coll. (1993), la biodégradation de la POEA sur 28 jours varie de 22 % à 60 % pour la POEA avec 50 groupes éthoxyle et 2 groupes éthoxyle, respectivement. En outre, on a signalé que le processus de biodégradation des ANEO comportait deux étapes : une biodégradation rapide, puis une biodégradation beaucoup plus lente. Dans la biodégradation initiale, la liaison amine-alkyle est cassée, après quoi la chaîne alkyle libre peut être biodégradée (Van Ginkel et coll. 1993). La biodégradation plus lente lors de la deuxième phase suggère que l’éthoxylate d’amine résiduel se biodégrade beaucoup plus lentement. Ce processus plus lent est attribué à la possibilité que les amine-éthoxylates soient fortement adsorbés sur le sol et les sédiments où la biodisponibilité est considérablement réduite (Rodriguez 2015).

Dans leur évaluation du risque, Giesy et coll. (2000) se réfèrent à des travaux non publiés sur la biodégradation de la POEA dans différents sols et milieux aquatiques qui ont montré que la POEA est surtout dégradée par l’activité microbienne, tant dans le sol que dans les milieux aquatiques. Étant donné la minéralisation de la POEA, ses demi-vies estimatives dans le sol et dans l’eau sont respectivement inférieure à une semaine et inférieure à quatre semaines (Giesy et coll. 2000).

Dans l’ensemble, les six ANEO peuvent être soumis à une hydrolyse et se biodégrader en moins de quatre semaines. Sur la base des informations disponibles sur la biodégradation, les six ANEO ne devraient pas persister longtemps dans l’environnement.

7.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Les ANEO sont des surfactants aminés qui se chargent positivement dans l’environnement, ce qui augmente leur adsorption sur les surfaces anioniques, comme les branchies des poissons, les cellules d’algues ou les composants chargés négativement des particules organiques. Diverses études (Andersson 2012, Chen et coll. 2014, Deeses et coll. 2016, Ishiguro et coll. 2007, Rodriguez 2015, Tush et Meyer 2016) ont signalé la forte association des ANEO aux solides en suspension, aux sols et aux substances humiques. Ces auteurs signalent la forte association de la POEA avec les solides en suspension dans l’eau ainsi qu’avec les sols qui réduirait la biodisponibilité. Elle limite l’absorption ainsi que le passage des polymères à travers les membranes biologiques. De plus, les six ANEO ne sont pas jugés persistants dans l’environnement, ce qui implique un potentiel limité de bioaccumulation. Santé Canada (2015) propose une conclusion similaire pour la POEA. Puisque les six ANEO se lient fortement aux surfaces anioniques dans l’environnement et puisqu’ils ne persistent pas dans l’environnement, nous ne considérons pas que les six ANEO aient un potentiel élevé de bioaccumulation.

7.6 Potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement

7.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Comme nous l’indiquions à la section 7.1, les ANEO sont des surfactants comportant des chaînes alkylées de longueur variable et des groupes alkoxylates répétés. En raison des différences que nous présentons plus haut, l’écotoxicité des différents ANEO de la classe peut grandement varier, même chez deux polymères désignés par le même numéro de registre du CAS. Par exemple, Moore et coll. (1987) ont publié des CL₅₀ de toxicité aiguë sur 48 heures pour une daphnie dulcicole (Daphnia pulex) pour une POE avec 15 unités éthoxylate répétées et une autre avec 150 unités éthoxylate répétées de 2,35 mg/L et 66,09 mg/L, respectivement. Les auteurs attribuent les différences de toxicité au nombre plus élevé de groupes éthoxyle. De plus, Brausch et Smith (2006) ont signalé des toxicités pour Thamnocephalus platyurus, un invertébré dulcicole, de 5,17 µg/L à 2,01 µg/L respectivement pour des POEA comportant 2 et 15 unités éthoxylate répétées. Les deux études soulignent que les tendances observées de toxicité chez une espèce pourraient ne pas être observées chez une autre espèce.

Des effets écotoxicologiques des six ANEO ont été colligés dans les résultats d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) et à partir d’écrits scientifiques autres. La majorité des données sur les dangers concernent la POEA. Nous ne possédons pas beaucoup de renseignements sur les cinq autres ANEO. Comme le mentionne la section 7.1, puisqu’on utilise largement la POEA dans la formulation d’herbicides à base de glyphosate, cet ANEO a fait l’objet de nombreuses études. Les données sur les dangers posés par les autres ANEO laissent à penser que leur profil de danger est similaire à celui de la POEA. Considérant la variabilité de la longueur des chaînes alkyles (tableaux 7 1 et 7 2) et du nombre de groupes éthoxyle, nous jugeons que les données sur les effets causés par la POEA et les autres ANEO sont appropriées pour une analyse par lecture croisée des six ANEO. Le tableau 7-7 résume toutes les données sur les effets.

^a Les effets toxiques sont tirés de Benijts-Claus et Persoone 1987, Brausch et Smith 2006, Canada 2015, ECCC 2015, ECHA 2018, Giesy 2000, Moore et coll. 1987, Moore et coll. 2000, Santé Canada 2015, Rodriguez-Gil 2015, Servizi et coll. 1987 et Wan et coll. 1989.
^b Abréviation – CE₅₀ : concentration ayant un effet sur 50 % de la population, CL₅₀ : concentration létale pour 50 % de la population, CSEO : concentration sans effet observé.

Les données écotoxicologiques résumées au tableau 7‑7 indiquent que la toxicité des ANEO pour toutes les espèces varie de modérée à élevée. Les invertébrés dulcicoles et marins semblent être les plus sensibles à l’exposition.

Rodriguez-Gils (2015) a fait une revue des données disponibles sur les dangers posés par la POEA et a réalisé une batterie d’essais sur l’écotoxicité de cette substance. Nous fondant sur les résultats et les données scientifiques disponibles, nous avons adopté une méthode de détermination de la DSE aiguë^{Note de bas de page 11} pour caractériser le danger posé par la POEA. À partir de la DSE, nous avons établi que la valeur au 5^e centile ou concentration « CH₅ »^{Note de bas de page 12} était de 0,17 mg/L. De même, l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (Santé Canada 2015; Santé Canada 2017b) a fait un examen approfondi des données sur les dangers qu’elle a trouvées dans les écrits scientifiques sur la POEA et a calculé les DSE aiguës pour quatre groupes taxonomiques. Les valeurs de CH₅ pour les invertébrés dulcicoles, les amphibiens, les poissons d’eau douce et les poissons marins ont respectivement été estimées à 0,004 mg/L, 0,3 mg/L, 0,2 mg/L et 2,0 mg/L. L’ARLA n’a pas réalisé d’analyse de la DSE combinant les données de tous les groupes taxonomiques (Santé Canada 2015; Santé Canada 2017b).

Pour la présente évaluation préalable, nous avons généré une DSE multispécifique à partir des données disponibles. Toutefois, nous n’avons pu évaluer la fiabilité du résultat, puisque la courbe de la DSE produite ne s’ajustait pas effectivement à l’ensemble de données et nous n’avons pas utilisé la CH₅. Le mauvais ajustement des données découle probablement de la distribution inégale des points de données : pour la majorité des données, la CL₅₀ ou la CE₅₀ étaient supérieures à 0,1 mg/L, mais pour quatre points seulement la toxicité était inférieure à 0,05 mg/L. Puisque rien n’indique que les basses valeurs de CL₅₀ ou EC₅₀ soient erronées, ces paramètres toxicologiques ont été conservés dans l’ensemble des données. Étant donné que Santé Canada (2015; 21 017b) a effectué une analyse de la DSE pour chacun des quatre groupes taxonomiques, nous avons adopté une approche prudente. La CH₅ pour la toxicité de la POEA (0,0041 mg/L) chez les invertébrés dulcicoles, le danger le plus élevé, a été choisie comme VCT globale pour les six ANEO. Il est reconnu que la VCT choisie serait probablement plus prudente que la CH₅ dérivée d’une DSE multispécifique trouvée par Rodriguez-Gils (2015) ou la CH₅ fixée pour les amphibiens et les poissons marins par l’ARLA (Santé Canada 2015; Santé Canada 2017b). Toutefois, compte tenu de la variabilité des six ANEO sur les plans de la structure et du poids moléculaire, nous prévoyons que la VCT choisie protégera les différentes espèces considérées, quels que soient les six ANEO.

Ishiguro et coll. (2007) ont étudié l’interaction entre les surfactants cationiques et différentes substances humiques. L’étude a conclu que la liaison des tensioactifs cationiques aux substances humiques était causée à la fois par les attractions électrostatiques et hydrophobes, ce qui a un effet considérable sur le devenir dans l’environnement des substances cationiques dans l’environnement. De plus, Andersson (2012) a signalé que la présence d’acides humiques abaissait la toxicité chez la daphnie de plusieurs alkylamines tensioactives. Chen et ses collaborateurs (2014) ont signalé que la présence d’acides humiques abaissait par un facteur cinq la toxicité des surfactants quaternaires pour la daphnie. Deese et coll. (2016) ont fait état de résultats similaires qui indiquent que la présence d’acides humiques abaissait grandement la toxicité des surfactants aminés quaternaires chez Artemia franciscana, un invertébré marin. D’après les données disponibles, la CH₅ chez les invertébrés, choisie dans un rapport de l’ARLA (Santé Canada 2015; Santé Canada 2017b), devrait principalement varier en fonction du critère de toxicité établi pour Thamnocephalus platyurus (Brausch et Smith 2006). Selon Brausch et Smith (2006), l’essai a été réalisé avec de l’eau douce synthétique qui ne devrait pas contenir d’importantes quantités d’acides humiques. Ainsi, nous n’anticipons pas que la VCT choisie tienne compte la forte adsorption des six ANEO sur les substances humiques. Nous prévoyons que si des ANEO sont rejetés dans l’environnement, leur toxicité sera réduite par la présence des substances humiques. Pour compenser l’atténuation par les acides humiques normalement présents dans l’environnement, nous avons multiplié par cinq la VCT en tenant compte du fort potentiel d’adsorption des six ANEO sur les matières en suspension dans l’environnement. Nous avons choisi ce facteur d’atténuation en considérant le fort potentiel d’adsorption des ANEO sur les solides en suspension et les sols et en fonction des résultats obtenus par Chen et coll. (2014).

Nous dérivons la CESE aquatique à partir de la VCT, en la divisant par un facteur d’évaluation (FE) comme indiqué :

CESE en milieu aquatique = [VCT × 5]/FE

CESE en milieu aquatique = [0,004 mg/L × 5]/1

CESE en milieu aquatique = 0,020 mg/L ou 20,5 µg/L

Un FE de 1 a été choisi pour estimer la CESE en milieu aquatique, il correspond à un facteur de 1 pour 1 pour la sensibilité des espèces seulement. La VCT choisie est fondée sur les études de toxicité aiguë, mais nous n’avons pas jugé nécessaire d’appliquer un facteur de conversion aigu à chronique puisque que l’on prévoit que les six ANEO seront rapidement éliminés de la colonne d’eau par adsorption sur les solides en suspension et par la biodégradation (Santé Canada 2015, Rodriguez-Gils 2015). De plus, compte tenu des données disponibles sur l’écotoxicité des six ANEO (plus de trois catégories et plus de sept espèces), nous avons choisi un facteur de 1 pour représenter la sensibilité des espèces.

7.6.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Les données colligées dans le cadre d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et une autre à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) nous informent que les six ANEO sont utilisés comme surfactants dans différents produits industriels et produits disponibles aux consommateurs. Puisqu’aucun des six ANEO n’est fabriqué au Canada, nous n’avons pas envisagé de scénario d’exposition lié à la fabrication.

Nous avons recensé des utilisations des ANEO par le secteur de l’extraction du pétrole et du gaz naturel, toutefois les activités d’extraction ne devraient pas produire de rejet dans le milieu aquatique causant une hausse de leur concentration dans ce milieu. En effet, dans le cadre d’utilisations normales en milieu terrestre en Amérique du Nord, les eaux de procédé sont utilisées pour stimuler la production de puits de pétrole ou sont éliminées par injection dans des puits profonds (OCDE 2012). Par conséquent, nous n’examinerons pas plus avant les activités de ce secteur.

Les autres grandes utilisations des six ANEO sont l’usinage des métaux et les produits nettoyants et de soins personnels, pour lesquelles la substance entre dans la formulation de différents produits industriels, commerciaux et de consommation. Nous résumons plus bas les rejets par différentes sources des six ANEO menant à des expositions environnementales. On trouvera dans le rapport Supporting documentation : ecological exposure analysis of Poly(Alkoxylates/Ethers), des estimations détaillées de l’exposition (ECCC 2018).

Les prévisions à l’aide du logiciel SimpleTreat 3.1 (SimpleTreat 2003) du taux d’élimination des six ANEO par les systèmes de traitement des eaux usées indiquent une efficacité d’élimination de 90 % par le traitement secondaire et de 45 % par le traitement primaire (ECCC 2018). Des quantités résiduelles d’ANEO pourraient être rejetées dans l’environnement par les effluents du système de traitement des eaux usées. Dans l’environnement, on s’attend à ce qu’ils s’adsorbent sur les solides en suspension et se déposent sur les sédiments (Rodriguez 2015). De plus, on s’attend à ce qu’ils se biodégradent avec le temps (Van Ginkel et coll. 1993). Compte tenu de la forte affinité des six ANEO pour les matières organiques et les solides en suspension dans les systèmes de traitement des eaux usées, les prédictions du taux d’élimination sous-estiment probablement leur taux réel d’élimination. Toutefois, aux fins de la présente évaluation préalable pour l’environnement, nous présumerons un taux d’élimination de 90 % dans les calculs de la CEE pour les systèmes de traitement biologique, dont les STEU secondaires et en étang, et un taux d’élimination de 45 % pour les STEU primaires.

Formulation de produits

Nous avons élaboré un scénario de rejet générique découlant de la présence des six ANEO dans différents produits. Les installations où ces activités sont réalisées rejettent leurs eaux usées, traitées ou non, dans des STEU pour un traitement final avant leur rejet dans le milieu aquatique. Puisque les formulateurs n’ont pas tous l’équipement nécessaire pour prétraiter leurs eaux usées avant de les rejeter dans un STEU, nous supposerons, aux fins de la présente évaluation préalable, que le formulateur rejettera ses eaux usées non traitées dans le STEU.

La CEE des six ANEO dans les eaux réceptrices est estimée à partir de la quantité rejetée dans le système de traitement, du débit des effluents et du facteur de dilution du cours d’eau récepteur, comme suit :

CEE = [10⁹ × Q × E × (1-R)] / [F × D × N]

où :

CEE est la concentration estimée dans l’environnement dans les eaux réceptrices près du point de rejet, en µg/L
Q est la quantité totale d’ANEO utilisée par an par une installation, en kg/an
E est le coefficient d’émission dans les eaux usées (sans unité)
R est la proportion retirée par le traitement des eaux usées (sans unité)
F est le débit d’eaux usées quotidien, en L/jour
D est le facteur de dilution des eaux réceptrices près du point de rejet (sans unité)
N est le nombre de jours de fonctionnement par année, en j/an
10⁹ est le facteur de conversion des kg aux µg (µg/kg)

Le scénario s’échafaude sur une installation de formulation générique ajoutant l’un des six ANEO à différents produits. Selon les données d’une enquête à participation facultative et d’une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015), une installation industrielle type utilise 1 000 à 10 000 kg pour formuler divers produits. Aux fins de la présente évaluation de l’exposition de l’environnement, nous supposerons que le site utilise une quantité maximale, Q, de 10 000 kg/an. De plus, nous supposerons que l’installation utilise ces substances 200 jours/an (N) avec un taux d’émission (E) de 2 % (Bureau européen des substances chimiques 2003). Le volume de dilution quotidien au 10^e centile^{Note de bas de page 13} des STEU associés à plusieurs installations industrielles est de 1,776 × 10⁷ L/jour. Nous considérons que l’exposition près du point de rejet est la CEE des ANEO en milieu aquatique. La CEE pour le milieu aquatique est estimée à 5,6 µg/L.

Utilisation industrielle

On a déclaré la présence d’ANEO dans les fluides d’usinage des métaux. Les répondants à l’enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015) ont indiqué que les fluides d’usinage usés étaient envoyés hors site à des installations de traitement approuvées avant d’être rejetés dans le STEU. On a déclaré que jusqu’à 10 000 kg de cette substance pouvaient être envoyés chaque année dans des installations de traitement hors site. Toutefois, les renseignements recueillis ne nous indiquent pas le nombre de jours pendant lesquels le transfert survient. De plus, on peut prévoir que l’installation d’usinage des métaux produira d’autres déchets qui auront été mélangés au fluide d’usinage des métaux avant leur transfert aux fins de traitement. Étant donné les incertitudes affectant le profil des déversements par les installations de traitement des métaux et le taux d’élimination des installations hors site, tout scénario visant le fluide d’usinage des métaux pourrait ne pas être une représentation réaliste du potentiel de rejet des ANEO présents dans les fluides d’usinage des métaux. Par conséquent, nous ne présentons aucune estimation quantitative.

Rejets à l’égout par les consommateurs

Les six ANEO sont utilisés comme surfactants dans les produits de soins personnels^{Note de bas de page 14} et d’autres produits disponibles aux consommateurs, tels que les nettoyants et les détergents à lessive. Par conséquent, on peut s’attendre à ce que des produits contenant des ANEO soient rejetés par des consommateurs partout au Canada. Nous avons estimé la CEE occasionnée par les rejets par les consommateurs est estimée à l’aide du modèle CRAM (2017).

On a déclaré l’ajout d’une masse totale entre 100 000 et 1 000 000 kg des six ANEO à différents produits, notamment des nettoyants, des détergents à lessive et des produits de soins personnels, d’après les données obtenues d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Nous supposons une quantité maximale de 1 million de kilogrammes par année pour le scénario de la pire situation. Le tableau 7‑8 présente la distribution des CEE pour les rejets des ANEO à l’égout. De plus, comme nous ne prévoyons pas à ce que les six ANEO persistent longtemps dans la colonne d’eau, nous avons utilisé une CEE reflétant les conditions d’exposition aiguë plutôt qu’une CEE reflétant les conditions d’exposition chronique, ce qui produit une CEE légèrement supérieure.

Étant donné les hypothèses formulées dans le scénario, la valeur au 90^e centile de la courbe de distribution des résultats issus de la modélisation par CRAM est retenue comme CEE représentative adéquate en milieu aquatique.

^a La valeur des centiles est déterminée en fonction de la courbe de distribution des résultats du modèle CRAM.
^b Les CEE résultantes ont été calculées pour une exposition aiguë.

7.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche de la présente évaluation des risques pour l’environnement consistait à étudier les données directes et auxiliaires et à tirer des conclusions reposant sur le poids de la preuve. Parmi les preuves soupesées, on trouve l’information sur les sources et le devenir des substances, leur persistance, leur bioaccumulation, l’estimation de l’exposition, les données de suivi et de surveillance et leurs propriétés nocives pour l’environnement. Les six ANEO sont des surfactants ayant différentes utilisations, notamment pour l’extraction du pétrole ou du gaz, dans les fluides d’usinage des métaux, dans les détergents à lessive, les savons et les produits de nettoyage.

Les informations disponibles laissent à penser que lorsque les six ANEO sont rejetés dans le sol, ils s’y adsorbent fortement (log K_co = 3,4 à 4,2) et que leur potentiel de migration à partir du point de libération est limité. De même, lorsqu’ils sont rejetés dans le milieu aquatique, on s’attend à ce qu’ils se répartissent dans les sédiments. On ne prévoit pas que les six ANEO se répartissent dans le milieu atmosphérique en raison de leur faible pression de vapeur. De plus, on prévoit que les six ANEO devraient subir une certaine biodégradation. On s’attend à ce que les produits de dégradation des ANEO posent un risque moindre pour l’environnement que les ANEO, car le danger repose principalement sur l’activité de surface. Par conséquent, nous n’examinerons pas davantage les produits de dégradation des six ANEO dans cette évaluation préalable.

Nous ne disposons d’aucune information sur les facteurs de bioaccumulation ou les facteurs de bioconcentration qui pourraient servir à évaluer le potentiel de bioaccumulation des six ANEO. La forte association des POEA aux substances anioniques dans l’environnement réduit la biodisponibilité pour l’absorption à travers les membranes biologiques. En outre, les six ANEO ne sont pas jugés comme étant persistants dans l’environnement, ce qui limite davantage leur potentiel de bioaccumulation. L’ARLA (Santé Canada 2015) a conclu que la POEA n’est pas bioaccumulable parce que ses composants se décomposent facilement et qu’elle n’est pas persistante dans le sol ou l’eau. Puisque l’on prévoit que les ANEO ont des propriétés similaires à celles de la POEA, nous nous attendons à ce que les six ANEO aient un faible potentiel de bioconcentration.

Étant donné le profil de risque écologique des six ANEO, l’écotoxicité varie de modérée à haute pour les effets aigus et chroniques. Puisqu’ils ne devraient pas persister dans la colonne d’eau après leur rejet, nous avons choisi la CH₅ de la POEA pour les invertébrés dulcicole, estimée par Santé Canada (2015; 2017b), comme valeur critique de la toxicité (VCT) des six ANEO. De plus, nous prévoyons que la toxicité des six ANEO devrait être atténuée par la présence de substances humiques et de solides en suspension dans l’environnement. Ainsi, nous appliquons à la VCT un facteur d’atténuation de la toxicité de 5. Nous estimons que la CESE des six ANEO est de 20 µg/L.

À partir de la CESE estimée (20 µg/L) et de la CEE estimée associée aux formulateurs (5,6 µg/L) nous estimons à 0,28 le quotient de risque (CEE/CESE) du scénario décrivant la formulation de produits. Nous présentons au tableau 7‑8 un ensemble de quotients de risque pour les rejets dans l’environnement par les consommateurs, estimés à partir des différentes CEE obtenues à l’aide du modèle CRAM (2017).

L’estimation du quotient de risque associé aux rejets dans l’environnement découlant de la formulation de produits et des produits disponibles aux consommateurs visés par les deux scénarios indique qu’aucun des six ANEO ne devrait susciter de préoccupations pour l’environnement (c’est-à-dire présenter un quotient de risque dépassant 1). Puisque nous avons estimé la CESE et la CEE à partir de valeurs prudentes, comme la faible valeur critique de toxicité (VCT) et les volumes élevés, nous prévoyons que les quotients de risque surestiment le risque. Sur la base des informations disponibles, les six ANEO ne devraient pas globalement susciter de préoccupations environnementales.

7.7 Potentiel de causer des effets nocifs sur la santé humaine

Les six ANEO ont été considérés lors de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères. Ce processus de dépistage rapide a déterminé qu’il n’était pas nécessaire de faire une évaluation plus poussée des dangers pour la santé humaine occasionnés par les cinq ANEO (voir le tableau 7‑9). On a déterminé que les cinq ANEO présentaient soit une faible possibilité d’exposition, soit un risque faible pour la santé humaine. Par conséquent, compte tenu des données disponibles, il est peu probable que l’exposition à ces substances constitue un risque pour la santé humaine.

Le classement des données sur les dangers et les profils d’exposition utilisés pour estimer les risques pour la santé humaine occasionnés par les cinq ANEO est présenté dans le rapport Supporting documentation : Final Risk Matrix Location of Polymers (Santé Canada 2017).

La Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères (2017) conclut que l’exposition aux « alkyl(de suif)amines éthoxylées » (CAS RN 61791‑26‑2), désignées par POEA, était élevée et posait un risque élevé pour la santé humaine, ce qui justifie une évaluation plus poussée des risques pour la santé humaine.

7.7.1 Évaluation de l’exposition aux alkyl(de suif)amines éthoxylées (POEA; n^o CAS 61791-26-2)

7.7.1.1 Exposition directe

On ne prévoit pas que la population générale soit directement exposée à la POEA si l’industrie l’utilise pour la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire, car la substance est emprisonnée dans une matrice solide dont elle ne pourra pas s’échapper en quantités importantes.

Dans le pire scénario, on estime que l’exposition globale des enfants à la POEA (la somme de l’exposition à des résidus de pesticides dans les aliments, des contributions par des utilisations professionnelles, des expositions peu fréquentes et de toutes les expositions accidentelles liées à des comportements occasionnels) se situait entre 26 µg/kg p.c./jour pour une exposition chronique, à 91 µg/kg p.c./jour pour une exposition aiguë. Chez les adultes, ces valeurs variaient de 32 µg/kg p.c./jour pour l’exposition chronique à 163 µg/kg p.c./jour pour l’exposition aiguë (Williams et coll. 2000).

L’exposition alimentaire aux résidus de la POEA dans les aliments découlant de l’utilisation de pesticides ne devrait pas être importante si l’on suppose que les résidus sont produits en proportion de l’exposition aux résidus de pesticides actifs, selon la quantité relative de chacun dans la formulation (p. ex., deux parties de glyphosate pour une partie de POEA). À partir de ce rapport, on a estimé que l’apport journalier maximum théorique de POEA devrait être de 12 et de 26 µg/kg p.c./jour pour la population américaine et pour les enfants (1 à 6 ans), respectivement (Williams et coll. 2000).

L’USEPA a effectué une évaluation préalable de l’exposition aiguë par voie alimentaire à quatre ANEO, dont la POEA, découlant de l’application de pesticides. À partir des quantités maximales d’ANEO (ingrédients inertes comme les surfactants) ainsi que les niveaux de tolérance les plus élevés de résidus dans toutes les formes d’aliments (dont la viande, le lait, la volaille et les œufs), et les facteurs de transformation par défaut pour les aliments secs, on a estimé que les expositions alimentaires chroniques et aiguës aux ANEO chez la population américaine adulte étaient respectivement de 40 µg/kg p.c./jour et de 114 µg/kg p.c./jour. Chez les enfants de 1 à 2 ans (le sous-groupe le plus exposé), les valeurs publiées sont respectivement de 127 µg/kg p.c./jour et de 315 µg/kg p.c./jour (USEPA 2009). Il est raisonnable de penser que pour la POEA ces valeurs seraient proportionnellement inférieures (puisque plusieurs ANEO ont été examinées).

Les prévisions réalisées à l’aide de modèles d’absorptions cutanées de produits chimiques représentatifs des ANEO (comme la POEA) allaient de négligeables à 1,1 %, toutefois l’USEPA a envisagé un scénario prudent d’une absorption cutanée de 5 % pour les ANEO (USEPA 2009).

La concentration de POEA varie de moins de 1 % dans les pesticides à base de glyphosate prêts à l’emploi (comme Roundup^®) à 21 % dans certains pesticides concentrés à usage professionnel (Bradberry et coll. 2004).

La POEA figure sur la liste des produits de formulation de pesticides de l’ARLA (Santé Canada 2010a). Il est présent dans 176 produits antiparasitaires, dont des herbicides, des insecticides, des fongicides, des myxobactéricides et des agents de conservation (communication personnelle, ARLA au Bureau de contrôle et d’évaluation des substances nouvelles de Santé Canada, mai 2017, sans référence).

Selon l’ACPCS, la POEA est présente dans huit produits disponibles aux consommateurs (communication personnelle de l’ACPCS au Bureau de contrôle et d’évaluation des substances nouvelles de Santé Canada, mai 2017, sans référence).

Selon les divulgations faites à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, aucun cosmétique ne contient de POEA (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au Bureau de l’évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada, décembre 2016, sans référence).

Le Bureau de la qualité de l’eau et de l’air de Santé Canada a confirmé qu’il n’y avait pas de limite pour la POEA dans l’eau potable (communication personnelle, courriels du Bureau de la qualité de l’eau et de l’air de Santé Canada, mai 2017, sans référence).

L’exposition par inhalation devrait être négligeable en raison de la faible pression de vapeur de la POEA.

En résumé, aucune exposition par inhalation de la population générale à la POEA n’est prévue. L’exposition par voie cutanée est tenue pour être minime. Nous estimons que l’exposition par voie orale se situe entre 12 et 32 µg/kg p.c./jour chez les adultes, son maximum est de 26 µg/kg p.c./jour pour les enfants (1 à 6 ans) et elle n’est pas supérieure à 127 µg/kg p.c./jour pour les bambins (1 à 2 ans), selon les applications du pesticide.

7.7.1.2 Exposition indirecte

On s’attend à ce que les surfactants se lient étroitement aux particules du sol et des sédiments et que la dégradation microbienne les élimine rapidement. L’exposition aiguë à la POEA dans l’eau potable a été estimée à 1,8 × 10^-2 µg/kg p.c. pour les adultes) et 5,5 × 10^-2 µg/kg p.c. (pour les enfants). Les expositions chroniques, calculées de la même manière, étaient de 1,0 × 10^-3 µg/kg p.c./jour et 3,0 × 10^-3 µg/kg p.c./jour pour les adultes et les enfants, respectivement (Williams et coll. 2000).

L’USEPA a estimé que les concentrations aiguës des ANEO (comme la POEA) dans l’eau potable variaient de 0,001 à 41 µg/L. Les concentrations chroniques dans l’eau potable se situaient entre 0,000 2 µg/L et 19 µg/L (USEPA 2009).

On s’attend à ce que la POEA soit non volatile, non persistante dans le sol et l’eau et immobile dans le sol et les sédiments. En raison de sa transformation rapide par les microbes et de sa forte adsorption aux particules du sol, il est peu probable qu’elle s’infiltre dans les eaux souterraines (Santé Canada 2015).

Une étude canadienne a montré qu’en conditions environnementales réelles, le rejet involontaire de POEA dans des systèmes aquatiques se traduira très probablement par des expositions courtes et ponctuelles. Celles-ci découlent de la répartition rapide (en moins de 24 heures) de la POEA dans les sédiments et les particules en suspension où, probablement, elle restera fortement liée et sera peu biodisponible (Rodriguez 2015).

Pour résumer, l’exposition indirecte de la population générale à la POEA par l’intermédiaire des milieux naturels comme l’eau potable devrait être minime (de l’ordre de ng/kg p.c.).

7.7.2 Évaluation des effets sur la santé

Les résultats de l’évaluation présentée dans le chapitre sur les résultats de la Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères suggéraient que la POEA devait faire l’objet d’une évaluation plus poussée en raison de sa toxicité potentielle pour les poumons. Or, la POEA ne contient aucun groupe fonctionnel réactif connu pour avoir des effets nocifs sur la santé humaine.

Dans les conditions normales d’utilisation, les ANEO ne présentent pas de toxicité aiguë par voie orale ou cutanée ou par inhalation, mais des études sur des animaux ont révélé une toxicité modérée. Ces substances, si elles sont concentrées, sont généralement corrosives et, à plus basse concentration, sont irritantes pour les yeux et la peau, et elles pourraient être des sensibilisants pour la peau. Il n’y a pas de preuves que les ANEO soient neurotoxiques, mutagènes ou clastogènes (EPA 2009).

Une FDS nous informe que la POEA présente une toxicité orale aiguë modérée pour les rats de DL₅₀ > 1437 mg/kg p.c. pour les mâles et 1316 mg/kg p.c. pour les femelles, ainsi qu’une toxicité cutanée modérée de DL₅₀ > 1260 mg/kg p.c. pour les lapins. Elle devrait provoquer de graves brûlures cutanées et lésions oculaires, mais elle ne devrait pas être un sensibilisant de la peau. Le CIRC, ACGIH, le NTP ou l’OSHA ne la considèrent pas comme substance cancérogène. L’inhalation prolongée peut être nocive (FDS 2017d).

On a testé la toxicité aiguë de la POEA chez des rats Wistar (5/sexe) par inhalation nasale (4 heures) seulement sous forme d’aérosol liquide à des concentrations de 0,27, 0,6, 2,3 et 5,7 mg/L. Un des 5 mâles et 3 femelles sur 5 sont morts à 0,27 mg/L, et 2 des 5 mâles et les 2 dernières des 5 femelles sont morts à 0,6 mg/L. Les animaux survivants exposés à des concentrations de 2,3 ou 5,7 mg/L sont morts. L’examen histopathologique des deux femelles décédées peu après l’exposition a révélé diverses lésions pulmonaires, notamment la congestion pulmonaire, l’œdème alvéolaire et la bronchopneumonie multifocale suppurative (partiellement nécrotique). (BASF a fourni ce document le 18 avril 2013 à Environnement Canada en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE.) La CL₅₀ est fixée à 0,473 mg/L, ce qui indique une très forte toxicité par inhalation. Un rapport de l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA 2015) signale une DSENO par inhalation de 1,66 mg/kg p.c./jour découlant d’une étude sur la toxicité par inhalation où le corps entier de rats a été exposé (6 heures/jour, 5 jours/semaine).

Pendant un mois, de la POEA a été ajoutée à la diète de rats Sprague–Dawley à des concentrations of 0, 800, 2000 ou 5000 ppm. On a observé une baisse de l’accroissement du poids corporel chez les mâles à la concentration de 2000 ppm et chez les deux sexes à la dose la plus élevée. On a associé les agrégats lymphoïdes proéminents ou enflés dans le côlon des femelles exposées à la plus forte dose à une irritation directe ou effet inflammatoire du produit administré. Au cours d’une étude subséquente sur trois mois, on a administré de la POEA dans l’alimentation de rats à des concentrations de 0, 500, 1500 et 4500 ppm. On a observé chez les animaux du groupe ayant reçu la dose la plus élevée une irritation intestinale, une diminution de la consommation alimentaire et une diminution du gain de poids corporel, ainsi que des altérations des paramètres hématologiques et chimiques cliniques du sérum. On aussi noté l’irritation des intestins de certains animaux ayant reçu une dose de 1500 ppm. Par conséquent, Williams et coll. (2000) ont fixé une DSENO de 500 ppm dans l’alimentation (36 mg/kg p.c./jour, mâles et femelles combinés). Une autre étude subchronique de 90 jours chez le rat a produit une DSENO de 19,9 mg/kg p.c./jour chez les mâles et une DSENO de 24,1 mg/kg p.c./jour chez les femelles fondées sur les lésions histologiques de la muqueuse intestinale (EFSA 2015). On a administré quotidiennement de la POEA en gélules à des beagles pendant 14 semaines. À la suite de l’observation, à un stade préliminaire, d’intolérances gastro-intestinales (vomissements et diarrhée), on a diminué les doses au cours des quatre premières semaines de l’étude et on les a ensuite maintenues à 0, 30, 60 ou 90 mg/kg p.c./jour, pendant les dix dernières semaines de l’étude. Se fondant sur les résultats de chimie clinique de concentration sanguine plus basse de calcium et de protéines, l’EFSA (2015) a établi une DSENO de 21 mg/kg p.c./jour.

On a administré par gavage à des rates Sprague-Dawley gravides du 6^e au 15^e jour de gestation de la POEA à des doses de 0, 15, 100 ou 300 mg/kg p.c./jour. On a observé à la dose d’essai la plus élevée une importante toxicité maternelle, y compris la mortalité, tandis que des effets minimes sont survenus aux dosages moyens. Aucun effet n’a été observé chez les fœtus, quelle que soit la dose. Les DSENO pour la toxicité maternelle et la toxicité pour le développement ont respectivement été fixées à 15 et 300 mg/kg p.c./jour. La POEA tensioactive n’est ni tératogène ni toxique pour le développement pour le rat (Williams et coll. 2000).

7.7.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Dans la présente évaluation préalable, nous déterminons les risques posés par la substance pour la santé humaine en tenant compte à la fois du danger et des expositions directes et indirectes occasionnées par les utilisations courantes recensées par une enquête à participation facultative et une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, et dans les bases de données gouvernementales.

La POEA présente une toxicité aiguë et subchronique modérée et une forte toxicité par inhalation chez l’animal. Toutefois, les effets sur la santé proviennent davantage des propriétés tensioactives de la substance qui causent des dommages aux membranes cellulaires plutôt qu’une toxicité systémique intrinsèque de la substance. La majorité des effets observés résultent d’une irritation du système gastro-intestinal. La POEA ne devrait pas être toxique pour le développement, car la toxicité pour la mère survient à des doses inférieures à celles observées pour la toxicité pour le développement. Bien que l’on ait obtenu une marge d’exposition faible supérieure à 118 pour l’exposition d’enfants de 1 à 2 ans par voie orale à partir de valeurs d’exposition chronique, la marge d’exposition est la somme de la toxicité de quatre substances, dont une seule est de la POEA. Puisque les proportions de chaque substance n’étaient pas disponibles, nous n’avons pu effectuer un calcul plus précis, mais nous pouvons logiquement prédire que la marge d’exposition pour la seule POEA serait supérieure.

La POEA présente une forte toxicité par inhalation découlant de ses propriétés tensioactives et de ses effets sur les alvéoles. Nous prévoyons que l’emploi de produits disponibles aux consommateurs n’entraînera pas d’expositions par inhalation puisque la pression de vapeur de la POEA est négligeable et l’on ne prévoit pas que des produits commercialisés engendrent des aérosols. Ainsi, le risque pour la santé est faible.

Compte tenu des voies d’exposition des consommateurs ainsi que des risques modérés pour la santé associés à la POEA qui découlent des caractéristiques communes à tous les surfactants, nous avons déterminé sur la base des scénarios actuels d’exposition que le risque pour la santé humaine était faible.

8. Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Les AES, AE, OPE et ANEO sont des surfactants de faible poids moléculaire. Il existe diverses incertitudes liées à l’évaluation écologique des AES, des EI, des OPE et des ANEO. On sait que certains nos CAS peuvent décrire des polymères dont le poids moléculaire moyen et la composition diffèrent et qui auront donc un éventail divers de propriétés physico-chimiques et de caractéristiques dangereuses. De plus, les scénarios d’exposition comportent des incertitudes, comme la quantité maximale qu’une installation de formulation pourrait utiliser en une année, les débits et la dilution des cours d’eau récepteurs et le facteur d’émission. Toutefois, étant donné les hypothèses prudentes formulées pour déterminer les potentiels de danger et d’exposition des quatre groupes de substances, les variations de poids moléculaire, de quantité ou d’autres facteurs ne devraient pas entraîner une variation importante des risques pour l’environnement.

9. Incertitudes dans l’évaluation des risques pour la santé humaine

Le degré de polymérisation et le poids moléculaire des polymères (y compris ceux discutés ici) sont rarement caractérisés par des valeurs exactes, mais bien par une fourchette de valeurs. Puisque les propriétés physiques et chimiques varient (parfois beaucoup), on peut s’attendre à des comportements différents dans les milieux environnementaux et physiologiques.

Les polymères de ce groupe peuvent être synthétisés avec différents poids moléculaires. Les polymères de faible poids moléculaire peuvent avoir un profil de toxicité et un potentiel d’absorption différents de ceux des polymères de poids moléculaire plus élevé. On ne connaît pas toujours la taille des polymères utilisés pour chaque application, ce qui accroît l’incertitude de l’évaluation des risques.

Puisque dans un milieu aqueux, le paraformaldéhyde libère du formaldéhyde, il est difficile de séparer les effets toxicologiques du paraformaldéhyde de ceux du formaldéhyde.

Dans certaines situations, on peut calculer une valeur pour une voie d’exposition particulière, mais les données toxicologiques étaient insuffisantes pour calculer la marge d’exposition de l’exposition globale, ce qui laisse donc une certaine incertitude dans l’évaluation des risques.

10. Conclusions

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le poly(propylène glycol), le paraformaldéhyde, les trois éthoxylates d’alcool, les huit éthoxylates d’octylphénol, les deux éthoxylates d’alkylamine et les six ANEO présentent un risque faible de causer des effets nocifs pour l’environnement. Il a été conclu que ces substances visées par la présente évaluation ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur sa diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il a été conclu que le poly(propylène glycol), le paraformaldéhyde, les trois éthoxylates d’alcool, les huit éthoxylates d’octylphénol, les deux éthoxylates d’alkylamine et les six ANEO ne satisfont pas au critère de 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 a donc été conclu que le poly(propylène glycol, le paraformaldéhyde, les trois éthoxylates d’alcool, les huit éthoxylates d’octylphénol, les deux éthoxylates d’alkylamine et les six ANEO ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Références

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Annexe. Démarches d’évaluation utilisées pendant la deuxième phase de l’évaluation rapide des polymères

Nous décrivons dans cette annexe les démarches suivies lors de la Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères. Les analyses approfondies ainsi que les résultats de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères pour chaque substance sont présentés aux chapitres 2 à 7.

Caractérisation des risques pour l’environnement posés par les PPG et le paraformaldéhyde

Les risques pour l’environnement posés par les PPG et le paraformaldéhyde ont été caractérisés en suivant la démarche décrite dans le rapport sur la Deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères (ECCC et SC 2018). Cette démarche comportait de multiples étapes portant sur différents facteurs associés au potentiel d’un polymère de causer des effets nocifs sur l’environnement. À chaque étape de l’évaluation préalable rapide, toute substance qui semblait poser un risque de causer des effets nocifs a été désignée comme nécessitant une évaluation plus poussée. Cette démarche qui se voulait pratique, protectrice de l’environnement et plutôt rapide, faisait largement appel aux données disponibles ou facilement accessibles. Nous la décrivons plus bas.

Le volet environnemental de la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères comportait quatre grandes étapes pour désigner les polymères pour lesquels une évaluation approfondie de leur potentiel d’avoir des effets nocifs était justifiée. La première étape consistait à déterminer quels polymères étaient peu susceptibles d’être préoccupants sur le plan écologique, en se fondant sur les volumes minimes importés ou fabriqués de la substance tels que déterminés par une enquête à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2012; Canada 2015) et une enquête à participation facultative (ECCC 2015). Il est peu probable que les polymères dont le volume d’importation ou de fabrication est inférieur à 1000 kg/an puissent poser un problème pour l’environnement. Cela concorde avec le seuil de déclaration obligatoire de 1000 kg pour les polymères en vertu de l’article 7 du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) (Canada 2005).

La deuxième étape consistait à déterminer si l’extractibilité dans l’eau du polymère était probablement supérieure à 2 % en poids. Une extractibilité dépassant ce seuil indique une plus grande biodisponibilité du polymère pour les organismes aquatiques. Un potentiel accru d’exposition des organismes aquatiques peut accroître le risque pour l’environnement. Des recherches ont été faites sur l’extractibilité dans l’eau et l’hydrosolubilité dans les publications scientifiques, les fiches de données de sécurité en ligne, la base interne de données sur les Substances nouvelles sur les polymères, les renseignements colligés lors d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et d’une autre à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). D’autres sources et bases de données fiables (p. ex. la boîte à outils QSAR ou la base de données sur les produits chimiques de l’European Chemical Agency) ont été interrogées.

La troisième étape du volet environnemental consistait à recenser les polymères possédant des groupes fonctionnels réactifs (GFR). Ceux-ci sont des groupes dotés de fonctions chimiques considérées être réactives et pouvant avoir des effets néfastes sur la communauté biologique. Ces groupes sont bien décrits à l’annexe 7 du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) (Canada 2005). Les polymères contenant des GFR pourraient susciter des préoccupations accrues pour l’environnement et nécessiter une évaluation préalable approfondie. Ces groupes sont notamment des fonctions cationiques ou potentiellement cationiques, les alcoxysilanes et les phénols non substitués en position ortho ou para. Pour déterminer la présence de GFR, on a colligé de l’information sur la structure lors d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015) et d’une autre à participation obligatoire menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). En ce qui concerne les polymères pour lesquels aucune structure représentative n’était disponible, les auteurs se sont inspirés pour les représentations structurales des renseignements disponibles sur des polymères similaires soient la base de données interne du Programme des substances nouvelles, la désignation CAS (Chemical Abstract Services) ou les connaissances professionnelles sur les mécanismes probables de polymérisation.

La dernière étape du volet sur les considérations écologiques consistait à estimer l’exposition environnementale à l’aide de scénarios de rejet dans l’environnement. Les auteurs ont étudié deux scénarios génériques d’exposition aquatique pour déterminer quelles seraient, à proximité du point de déversement, les difficultés potentielles causées par le rejet d’un polymère dans l’environnement. Ces scénarios consistaient notamment à comparer des estimations prudentes (c.-à-d. protectrices de l’environnement) de l’exposition dans les eaux réceptrices (concentrations estimées dans l’environnement : CEE) avec un seuil d’effet (concentration estimée sans effet : CESE) de manière à évaluer si un polymère est susceptible d’être nocif dans le milieu aquatique local. Pour cette démarche, les auteurs ont utilisé les renseignements quantitatifs divulgués par chaque entreprise déclarante, réunis dans le cadre d’une enquête à participation obligatoire menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2012; Canada 2015) et les volumes d’importation et/ou de fabrication recueillis dans le cadre d’une enquête à participation facultative (ECCC 2015). La CESE en milieu aquatique pour chacun des scénarios a été calculée en divisant la valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d’évaluation (FE), comme suit :

CESE en milieu aquatique (mg/L) = VCT / FE

Les VCT proviennent de données empiriques ou modélisées (le cas échéant). Des données expérimentales sur l’écotoxicité ont été colligées dans le cadre de l’enquête à participation facultative, d’une enquête sur les polymères menée conformément à un avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE, de la littérature scientifique ainsi que des données déduites par lecture croisée sur les polymères qui ont été évaluées par le Programme des substances nouvelles. Si les scénarios indiquaient une faible probabilité d’effets nocifs pour les organismes aquatiques (un rapport CEE/CESE inférieur à 1), le polymère était jugé peu préoccupant pour l’environnement.

Il est admis que les conclusions tirées à la suite dans la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères sont entachées d’incertitudes, y compris les variations causées par les activités commerciales. Toutefois, l’utilisation combinée d’un large éventail de sources de renseignements (sur le potentiel d’exposition et les préoccupations sur la dangerosité d’un polymère) et l’utilisation de scénarios d’exposition prudents accroissent la confiance dans la démarche globale lorsqu’elle indique qu’il est improbable qu’un polymère désigné comme ne nécessitant pas une évaluation plus poussée soit préoccupant.

Les renseignements sur la décision prise à chaque étape pour chacun des polymères sont présentés dans le rapport Information on the Decision Taken at Each Step for Rapid Screening II of Polymers (ECCC 2016).

Sur la base de l’information disponible, la deuxième phase de l’évaluation préalable rapide des polymères avait désigné les PPG et la POEA comme étant peu susceptibles d’être préjudiciables pour l’environnement.

Caractérisation des risques posés pour la santé humaine par les polyalkoxylates (autres que le PF, le PPG et la POEA)

Les risques pour la santé humaine posés par les polyalkoxylates (autres que le PF, le PPG et la POEA) ont été caractérisés à l’aide de la démarche décrite dans le chapitre « Résultats de l’évaluation préalable » du rapport Deuxième phase du dépistage rapide des polymères (ECCC et SC 2018). Ce processus consistait à déterminer l’emplacement de chaque polymère dans une matrice des risques pour la santé en attribuant à chaque substance un niveau faible, modéré ou élevé de préoccupation potentielle fondé sur ses profils de danger et d’exposition. La matrice comporte trois classes d’exposition, qui représentent des expositions potentielles croissantes de 1 à 3 et trois classes de potentiel de danger croissant (de A à C).

La première étape consistait à déterminer le degré d’exposition directe et indirecte de chaque polymère en fonction de son potentiel d’exposition humaine découlant de son profil d’emploi, des quantités importées, fabriquées ou utilisées et de son extractibilité dans l’eau. Pour déterminer si un polymère est utilisé ou présent dans un produit offert aux Canadiens, on a cherché et consulté de nombreuses autres sources d’information sur le produit ou sur son utilisation aux échelles canadienne et internationale.

La classe d’exposition la plus élevée (3) désigne les polymères pour lesquels l’exposition directe devrait être élevée en raison de leur présence dans des produits disponibles aux consommateurs qui seront consommés ou appliqués sur le corps, comme les produits de soins personnels. La classe d’exposition intermédiaire (classe 2) désigne les polymères susceptibles pour lesquels l’exposition directe ou indirecte devrait être modérée en raison de leur utilisation dans les produits ménagers qui ne seront ni consommés ni appliqués sur le corps, comme les produits de nettoyage ainsi que les peintures et les produits d’étanchéité à usage domestique. La classe d’exposition la plus faible (1) inclut les polymères pour lesquels l’exposition directe ou indirecte devrait être faible. Cette classe d’exposition inclut les polymères utilisés par le secteur industriel pour fabriquer des articles et qui sont souvent intégrés ou qui ont subi une réaction dans une matrice de polymère cuite ou durcie pendant le procédé industriel.

La deuxième étape consistait à déterminer le potentiel de danger de chaque polymère et sa classe de danger correspondante, selon qu’on y trouve des groupes fonctionnels réactifs (GFR) et d’après les données toxicologiques disponibles. La détermination de la classe de danger a été faite indépendamment de celle de l’exposition. La classe de danger le plus élevé (C) regroupe les polymères qui contiennent ou pourraient contenir des GFR ou des métaux préoccupants pour la santé humaine. Cette classe la plus élevée de danger inclut les polymères pour lesquels les données toxicologiques ou celles d’un polymère structurellement analogue indiquent, ou semblent indiquer, qu’il peut poser des risques pour la santé humaine. La classe de danger moyen (classe B) est celle des polymères qui ne contiennent pas de GFR ni de métaux préoccupants pour la santé humaine, mais qui peuvent présenter d’autres caractéristiques structurelles, semblables à celles de l’éthane-1,2-diol, des amines aliphatiques ou aromatiques ou des anhydrides d’acide cis-butènedioïque, qui peuvent avoir des effets sur la santé humaine. La classe de danger le plus faible (classe A) est celle des polymères qui ne contiennent ni GFR ni autres éléments structurels ou métaux suscitant des préoccupations pour la santé humaine et pour lesquels les données toxicologiques disponibles indiquent qu’ils sont peu préoccupants pour la santé humaine.

L’étape finale consistait à combiner les potentiels d’exposition et de danger pour déterminer le potentiel global de risque représenté par sa position dans la matrice des risques. Les polymères qui présentent un potentiel d’exposition modéré ou élevé et le potentiel de danger le plus élevé (cases 2C ou 3C) doivent subir une évaluation plus poussée visant à déterminer les risques qu’ils posent à la santé humaine.

Les polymères qui figurent dans les autres cases de la matrice de risques sont peu susceptibles d’avoir un effet nocif sur la santé humaine aux niveaux d’exposition actuels. Par conséquent, ces polymères ne seront pas soumis à une évaluation plus approfondie ayant trait à la santé humaine.

Il est admis que les conclusions de la démarche d’évaluation préalable rapide des polymères comportent des incertitudes, notamment sur les plans de la variabilité des activités commerciales et de l’information limitée sur la toxicité. Toutefois, la consultation de nombreuses sources de renseignements (sur l’exposition potentielle et les risques préoccupants d’un polymère) et le recours à des scénarios d’exposition prudents rehausse la confiance que les polymères catégorisés par la démarche globale comme ne nécessitant pas une évaluation plus approfondie ne sont probablement pas préoccupants.

Santé Canada (2017) présente l’information sur laquelle est basée, à chaque étape, la prise de décisions sur les substances visées par la présente évaluation préalable.

La deuxième phase de l’évaluation rapide des polymères, sur la base des renseignements disponibles, a révélé le potentiel d’exposition directe ou indirecte à certaines substances du groupe des polyéthers et polyalkoxylates, soit aux propylènes glycols, au paraformaldéhyde et aux éthoxylates d’alkylamine, ou que l’exposition à ces substances pouvait poser un risque pour la santé. Sur la base des renseignements disponibles, il n’y a aucune exposition directe ou indirecte à certaines substances du groupe des polyéthers et polyalkoxylates, soit aux sulfates d’éthoxylate alcool, aux éthoxylates alcools et aux xéthoxylates d’octylphénol, ou que l’exposition à ces substances constitue un risque pour la santé. Il est donc peu probable que l’exposition à ces substances pose un risque pour la santé de la population générale.