Évaluation préalable pour le Défi concernant le

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3,5,5-triméthylcyclohex-2-énone
(isophorone)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
78-59-1

Environnement Canada
Santé Canada

Mars  2010

(Version PDF - 416 Ko)

1. Sommaire
2. Introduction
3. Identité de la substance
4. Propriété physiques et chimiques
5. Sources
6. Utilisations
7. Rejets dans l'environnement
8. Devenir dans l'environnement
9. Persistance et potentiel de bioaccumulation
10. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
11. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
12. Conclusion
13. Références
14. Annexe 1a : Estimations de la limite supérieure de l'apport quutidien d'isophorone pour la population générale du Canada
15. Annexe 1b : Concentrations d'isophorone détectées dans divers produit alimentaires
16. Annexe 2 : Résumé des renseignements relatifs aux effets de l'isophorone sur la santé

Sommaire

En application de l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l’isophorone, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 78-59-1. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure dans le cadre du Défi. L’isophorone a été jugé hautement prioritaire, car il a été classé par la Commission européenne et l’Environmental Protection Agency des États-Unis en fonction de sa cancérogénicité. La substance ne répondait pas aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation sur l’isophorone est donc principalement axée sur les risques pour la santé humaine.

Selon les renseignements déclarés conformément à l’article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n’aurait fabriqué d’isophorone au cours de l’année civile 2006. Toutefois, entre 10 000 et 100 000 kg de cette substance ont été importés durant la même année, et environ 1000 à 10 000 kg auraient été rejetés dans l’atmosphère durant la même année. L’isophorone est surtout utilisé dans le secteur industriel. Toutefois, son utilisation comme arôme dans la nourriture constituerait la principale source d’exposition pour l’ensemble de la population canadienne.

L’isophorone est utilisé comme solvant pour les revêtements industriels et automobiles, comme véhiculeur de solvant dans les revêtements industriels de métal et dans les matériaux d’emballage des aliments et comme adhésif pour les matériaux en plastique, en poly (chlorure de vinyle) et en polystyrène. L’isophorone est employé comme produit de formulation dans un produit de lutte antiparasitaire homologué au Canada, mais l’utilisation de ce produit fut abandonnée le 31 décembre 2009.

Comme l’isophorone a été classé par d’autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette capacité de la substance. Dans le cadre d’études à long terme, on a observé chez les rats des signes d’une incidence accrue d’adé-

nomes et d’adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux ainsi que des carcinomes des glandes préputiales et, chez les souris, on a noté une ambiguïté des résultats relativement à l’augmentation de l’incidence des adénomes ou des carcinomes hépatocellulaires ainsi que des tumeurs mésenchymateuses dans le système tégumentaire. Toutefois, les tumeurs rénales causées par l’isophorone chez le rat sont dues à un mécanisme spécifique à l’espèce. Les tumeurs des glandes préputiales chez les rats étaient seulement observées à une plus forte dose. Les données génotoxicologiques disponibles et les conclusions provenant de plusieurs organisatismes indiquent que l’isophorone ne serait pas génotoxique. En conséquence, bien que le mode d'induction des tumeurs ne soit pas entièrement élucidé, les tumeurs observées ne sont pas considérées comme resultant de l'interaction directe avec le matériel génétique. Par conséquent une approche de seuil est employée pour évaluer le risque à la santé humaine.

On a observé, à la suite d’une exposition orale dans le cadre d’études à doses répétées, des effets non néoplasiques dans les reins des rats et dans le foie des souris. La marge entre la concentration associée à un effet critique et l’estimation de l’exposition maximale à l’isophorone au Canada provenant de la nourriture, du breuvages et le niveau d’effet critique est considérée comme étant en juste proportion protectrice pour expliquer des lacunes et les incertitudes de données dans l'évaluation de risque pour la santé humaine pour les effets  cancérigènes et ceux non- cancérigènes.

À la lumière des renseignements disponibles sur sa capacité à nuire à la santé humaine et de la marge d’exposition en découlant, il en ressort que l’isophorone ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

D’après le faible danger écologique que présente l’isophorone et en considérant l’information relative aux rejets de cette substance dans l’environnement, il en ressort que cette substance ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ni à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. L’isophorone ne répond pas aux critères de la persistance et de la bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, s’il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l’évaluation préalable.

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si ces substances présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l'information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

• celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada ou;
• celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada, 2006), exigeant de l'industrie et autres intervenants intéressés de fournir, dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer des pratiques exemplaires en matière de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour les substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que le 3,5,5 triméthylcyclohex 2-énone (isophorone) est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente un PFRE et elle a été classée par d’autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 30 août 2008 (Canada, 2008). En même temps fut publié le profil de la substance, qui présentait l’information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques de l'isophorone pour la santé humaine était jugée hautement prioritaire, cette substance ne répondait pas aux critères relatifs à la persistance, à la bioaccumulation ou à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCEP (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l'article 64 de la Loi.

Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations de la substance en question et l’exposition à celle-ci, y compris l’information supplémentaire fournie dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l’évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d’évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d’autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu’en mars 2009 (sections du document concernant la santé humaine et l'écologie). Il est également possible que des résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte de données utiles à l’évaluation de l’exposition (non professionnelle) pour la population en générale et de l’information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d’après les évaluations s’appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d’autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance).Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l’effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l’exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l’exposition et les effets, et ce, dans le contexte d’une évaluation préalable. Cette évaluation préalable finale ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s’agit plutôt d’un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d’une étude consignée par des pairs ou d’une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M^me Joan Strawson (TERA), Pam Williams Ph. D. (E Risk sciences) et Harlee Strauss Ph.D. (Strauss Associates). Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que des commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable des risques.

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

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent rapport, la substance est appelée isophorone, d'après l'inventaire du PICCS.

Tableau 1. Identité de la substance – Isophorone

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques de l'isophorone (valeurs expérimentales et modélisées), qui ont une incidence sur le devenir de cette substance dans l'environnement. Lorsque disponibles, les données expérimentales acceptables sont utilisées de préférence aux valeurs obtenues par modélisation.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de l'isophorone

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Sources

La présence de l'isophorone dans l'environnement est attribuable à l'activité humaine et aussi, dans une moindre mesure, à des sources naturelles.

D'après les données soumises en application de l'article 71 de la LCPE (1999), l'isophorone n'a pas été fabriquée au Canada en des quantités supérieures au seuil de déclaration (100 kg), en 2006. Cette même année, la quantité totale qui a été importée au Canada a varié de 10 000 à 100 000 kg (Environnement Canada, 2008b). Selon Statistique Canada, les importations mondiales d'isophorone au Canada ont diminué de 81 422 kg durant l'année civile 2000 à quelque 20 000 kg en 2003. Depuis 2003, l'importation globale d'isophorone au Canada est demeurée stable, à environ 20 000 kg (Statistique Canada, 2009).

Le Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires (JECFA) a fait savoir que la présence naturelle de l'isophorone avait été rapportée dans certains aliments (JECFA, 2002). L'isophorone serait ainsi naturellement présente dans plusieurs types de miels européens Guyot, 1999; Jerkovic, 2006); (Alissandrakis, 2007; Castro-Va'zquez, 2006; de la Fuente, 2007.

La présence d'isophorone a aussi été signalée dans des produits de combustion d'une centrale alimentée au charbon (Harrison, 1985).

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Utilisations

D'après les données scientifiques et techniques disponibles, l'isophorone est utilisée à l'échelle mondiale comme solvant pour revêtements et cette substance entre aussi dans la composition de peintures métalliques et d'adhésifs pour des matériaux de plastique, de chlorure de polyvinyle et de polystyrène (ATSDR, 1989).

Les données recueillies en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent que l'emploi de l'isophorone se limite au milieu industriel au Canada et que cette substance n'entre pas dans la fabrication de produits de consommation (Environnement Canada, 2008). Les applications industrielles prévoient une étape de séchage ou de prise qui a pour effet de réduire les concentrations d'isophorone à de très faibles niveaux résiduels; cependant  l'exposition de la population canadienne à l’isophorone à partir de ces applications devrait donc être minimale. Dans l'industrie, l'isophorone est principalement utilisée comme solvant pour revêtements dans le secteur industriel et automobile, y compris pour la fabrication d'emballages alimentaires et de revêtements métalliques (Felcht U-H. 2006; Montebello 2009).  

Au Canada, l'isophorone est un agent aromatisant acceptable (ingrédient non médicinal) dont l'usage est autorisé dans les produits de santé naturels. Une recherche effectuée le 30 mars 2009 dans la Base de données des produits de santé naturels homologués n'a toutefois révélé aucun produit contenant de l'isophorone parmi ses ingrédients (communication personnelle de la Direction des produits de santé naturels de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

Il est possible que l'isophorone soit utilisée comme arôme dans des aliments vendus au Canada. Les arômes alimentaires ne sont pas considérés comme des additifs alimentaires dans la réglementation et ne sont pas assujettis aux dispositions du Règlement sur les aliments et drogues qui exigent une évaluation préalable à la mise en marché(communication personnelle avec la Direction des aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments, Santé Canada; source non citée).

L'emploi de l'isophorone dans les cosmétiques est interdit au Canada (Santé Canada, 2007).

Aussi récemment qu'en 2009, l'isophorone figurait parmi les produits de formulation d'un seul pesticide de post-levée disponible à la vente au Canada. L'homologation de ce pesticide est cependant arrivée à échéance le 31 décembre 2009 et son élimination progressive doit être complétée avant le 31 décembre 2013 (communication personnelle de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada en 2010; source non citée). Aux États-Unis, l'isophorone peut être utilisée comme produit de formulation dans des pesticides à usage restreint (US EPA, 2006).

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Rejets dans l'environnement

Selon les rapports reçus en 2006 en réponse à un avis publié en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), 6 537 kg d'isophorone ont été rejetés dans l'environnement en 2006 et 587 kg ont été transférés vers des installations pour déchets dangereux. Ces rapports ne font mention d'aucun rejet déclaré dans le sol ou l'eau, ni d'aucun transfert vers des installations pour déchets non dangereux (Environnement Canada, 2008b).

L'isophorone ne figurait, ni dans les rapports de l'Inventaire national des rejets de polluants pour les années de déclaration 2001 à 2008 (INRP, 2009), ni dans ceux du Toxics Release Inventory Program des États­Unis pour les années de déclaration 2001 à 2006 (TRI, 2009).

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Devenir dans l'environnement

Les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III, basée sur les propriétés physiques et chimiques de la substance, indiquent que l'isophorone demeurera essentiellement dans le milieu dans laquelle elle est rejetée (tableau 3).

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Le document de l'OCDE (OCDE, 2003) résume les résultats de plusieurs essais empiriques de dégradation de l'isophorone. Un essai de biodégradabilité immédiate fait état d'un taux de dégradation de 95 % après 28 jours, ce qui signifie que la demi-vie de la substance par dégradation ultime est bien inférieure à 182 jours (et serait en fait de 6,5 jours si l'on présume d'une cinétique de dégradation du premier ordre). De même, un essai de biodégradabilité inhérente a révélé un taux de dégradation de 89 % de la substance après 14 jours et, durant un essai de simulation de 33 jours, le taux de dégradation a été de 69 %.

Certaines données empiriques sur la biodégradation, obtenues durant un essai de biodégradation immédiate (NITE, 2002), indiquent une très faible biodégradation de l'isophorone après 28 jours. Cependant, comme l'indique le document de l'OCDE (OCDE, 2003), les essais sur la toxicité de l'isophorone pour les microorganismes montrent des effets inhibiteurs à la concentration initiale utilisée pour les essais (100 mg/l); les résultats de l'essai de biodégradabilité immédiate du NITE (2002) ne sont donc pas considérés comme valides (OCDE, 2003).

Une méthode du poids de la preuve basée sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 4 ci-après, pour compléter les données expérimentales disponibles sur la dégradation de l'isophorone. L'isophorone ne contient pas de groupements fonctionnels susceptibles de subir une hydrolyse.

Le tableau 4 résume les résultats de la dégradation dans divers milieux naturels, obtenus à partir des modèles RQSA disponibles.

Tableau 4. Données modélisées sur la dégradation de l'isophorone

Dans l'air, la demi-vie prévue de 0,133 jour par oxydation atmosphérique (voir le tableau 4 qui précède) laisse croire que l'isophorone est susceptible de s'oxyder rapidement en réagissant avec les radicaux hydroxyles. La demi-vie prévue (0,155 jour) par réaction avec l'ozone (voir le tableau 4 qui précède) suggère en outre que cette substance est également susceptible d'être rapidement oxydée par l'ozone. Comme l'isophorone n'est pas susceptible de se dégrader par photolyse directe, on s'attend à ce que les réactions avec les radicaux hydroxyles et l'ozone soient les processus qui influencent le plus le devenir de cette substance dans l'atmosphère. Avec des demi-vies de 0,133 jour (réaction avec les radicaux hydroxyles) et de 0,155 jour (réaction avec l'ozone), on ne considère pas que l'isophorone est persistante dans l'air.

Les résultats des modèles de biodégradation sont contradictoires. Ainsi, deux des quatre modèles de biodégradation immédiate (CATABOL et TOPKAT) indiquent que la biodégradation est très lente et que la demi-vie dans l'eau serait supérieure ou égale à 182 jours, alors que quatre modèles BIOWIN donnent une demi-vie inférieure ou égale à 182 jours (Environnement Canada, 2009).

En raison de cette contradiction des modèles, il est difficile d'évaluer la persistance uniquement à partir des données de modélisation. Cependant, ainsi qu'il fut mentionné précédemment, des données non équivoques obtenues d'essais empiriques de biodégradation montrent que la demi-vie de biodégradation de l'isophorone (6,5 jours en présumant une cinétique de dégradation du premier ordre) est bien inférieure à 182 jours dans l'eau.

Si l'on applique un rapport d'extrapolation de 1:1 pour obtenir une demi-vie de biodégradation eau:sol (Boethling et al., 1995), ainsi que la demi-vie de 6,5 jours dans l'eau estimée à partir des résultats de l'essai de biodégradation rapide après 28 jours, on obtient une demi-vie de biodégradation ultime dans le sol également inférieure ou égale à 182 jours. En utilisant un rapport d'extrapolation de 1:4 pour obtenir une demi-vie de biodégradation eau:sédiments (Boethling et al., 1995), on obtient une demi-vie dans les sédiments inférieure ou égale à 365 jours. Ces résultats montrent que l'isophorone ne devrait pas être persistante dans le sol et les sédiments.

D'après les données modélisées, l'isophorone ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments (demi-vie dans l'air = 2 jours; demi-vies dans le sol et dans l'eau = 182 jours et demi-vie dans les sédiments = 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

La faible valeur expérimentale de log K_oe (1,67) pour l'isophorone laisse croire que cette substance chimique a un faible potentiel de bioaccumulation dans le biote (voir le tableau 2 qui précède).

Le tableau 5a présente deux valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (FBC) pour le poisson.Aucune autre donnée expérimentale sur la bioaccumulation n'a été recensée.

Tableau 5a. Données empiriques sur la bioaccumulation de l'isophorone

Vu le peu de données disponibles sur la bioaccumulation (FBA) de l'isophorone, une méthode prévisionnelle a été appliquée en utilisant les modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration illustrés au tableau 5b qui suit.

Tableau 5b : Données modélisées sur la bioaccumulation de l'isophorone

Selon le modèle modifié du FBA de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez le poisson (en tenant compte de la dégradation métabolique), le facteur de bioaccumulation a été estimé à 2,05 L/kg, ce qui signifie que l'isophorone ne présente pas un potentiel de bioconcentration dans le poisson, ni de bioamplification dans les réseaux trophiques. Les résultats des calculs obtenus avec le modèle de facteur de bioconcentration fournissent une preuve additionnelle du faible potentiel de bioconcentration de cette substance.

D'après les valeurs empiriques disponibles et les valeurs obtenues par modélisation cinétique, l'isophorone ne satisfait pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBA > 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Des prévisions modélisées et des données expérimentales indiquent que l'isophorone ne présente qu'un potentiel de toxicité de faible à modéré pour les organismes aquatiques, après une exposition à court terme (aiguë). Bien que des calculs modélisés aient été faits pour estimer la toxicité de cette substance pour les organismes aquatiques, ces calculs n'ont pas été inclus en raison des nombreuses données expérimentales qui étaient disponibles (voir le tableau 6 qui suit). Les valeurs modélisées [qui varient de 36 mg/L (CL₅₀ aiguë pour le poisson) à 798 mg/L (CE₅₀ aiguë pour le cladocère)] sont, dans une certaine mesure, en accord avec les données expérimentales.

Tableau 6. Données empiriques sur la toxicité pour les organismes aquatiques

Un éventail de valeurs de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques ont été obtenues des diverses études expérimentales recensées. Ces résultats indiquent que la substance n'est pas très dangereuse pour les organismes aquatiques (CL/CE₅₀ aiguë > 1,0 mg/L).

Les effets de l'isophorone sur quatre cultures (coton, soya, maïs et blé) ont aussi été étudiés (Krenek et King, 1987). De l'isophorone non diluée a été pulvérisée à raison de 3,27 mL/m². Bien que quelques dommages aux feuilles aient été observés quelques heures après l'application, tous les végétaux ont présenté des signes de rétablissement après 56 heures.

Aucune donnée de surveillance récente sur les concentrations d'isophorone dans les plans d'eau de surface au Canada n'a été trouvée, bien qu'il existe quelques données historiques limitées de surveillance, notamment la concentration de 69 ng/L mesurée dans le fleuve Saint-Laurent en 1987 (Germain et Langlois, 1988). Aucune donnée de surveillance n'a été recensée sur la présence d'isophorone dans l'air ou les sédiments au Canada. En 1992, des quantités « trace » (non quantifiées) d'isophorone ont été détectées dans 30 échantillons de sols agricoles qui avaient été amendés avec des boues provenant de la station d'épuration de Hamilton (Webber, 1994). Selon des données de surveillance d'autres pays (États-Unis), la plus forte concentration d'isophorone (10 µg/L) a été détectée dans des eaux de ruissellement urbaines à Washington, DC (OCDE, 2003).

À la lumière des renseignements obtenus en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), il se produit au Canada des rejets d'isophorone dans l'air extérieur (Canada, 2008). Ces émissions de sources ponctuelles se produisent aux installations industrielles qui utilisent l'isophorone comme solvant. Cependant, comme l'isophorone a une demi-vie dans l'air de 0,13 à 0,15 jour, cette substance n'est pas considérée comme persistante dans ce milieu. Il est donc peu probable que les émissions atmosphériques d'isophorone aient des effets nocifs.

Eu égard aux usages actuels de l'isophorone, des rejets dans l'eau sont également possibles. On a donc utilisé l'outil d'exposition générique industriel – Milieu aquatique d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2007b) pour obtenir des estimations prudentes de l'exposition locale à proximité d'une source industrielle susceptible de causer des rejets dans l'eau. Le scénario spécifique du site est basé sur la plus grande quantité utilisée dans une même installation industrielle; il suppose le rejet de fractions prudentes dans l'eau, leur élimination à la station d'épuration des eaux usées, puis leur rejet dans un milieu récepteur relativement petit, ce qui donne une concentration environnementale estimée (CEE) de 0,15 mg/L. Pour plus de renseignements sur les données d'entrée utilisées pour arriver à cette estimation et les données de sortie du modèle, voir Canada (2008a).

Une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) a été calculée à partir de la moyenne géométrique des plus faibles valeurs empiriques de toxicité (CSEO et CMEO) relevées. Les valeurs de toxicité critique qui ont été utilisées aux fins de cette évaluation sont les valeurs empiriques de la concentration sans effet observé (CSEO) après 35 jours (11 mg/L) et de la concentration minimale avec effet observé (CMEO) (19 mg/L), liées à l'évaluation de la toxicité chronique chez la tête-de-boule. La moyenne géométrique est de 14,5 mg/L. Un facteur d'application de 10 a été utilisé pour tenir compte des incertitudes dues à l'extrapolation des données – du laboratoire aux conditions sur le terrain – ainsi que des variations de sensibilité intraspécifiques et interspécifiques, ce qui donne une concentration estimée sans effet (CESE) de 1,45 mg/L.

Le quotient de risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) prudent qui a été obtenu pour un scénario industriel (0,1) indique qu'il est peu probable que les valeurs d'exposition causent des effets nocifs chez les organismes aquatiques.

La démarche suivie pour cette évaluation préalable a consisté à examiner divers renseignements scientifiques et techniques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence, conformément à la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte incluent les résultats du calcul d'un quotient de risque prudent et les renseignements sur la persistance, la bioaccumulation et la toxicité de l'isophorone, ses sources et son devenir dans l'environnement.

On ne s'attend pas à ce que l'isophorone soit persistante dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments, et cette substance devrait présenter un faible potentiel de bioaccumulation. Cependant, compte tenu des volumes élevés d'isophorone qui sont importés au Canada et des utilisations de cette substance, il est possible que l'isophorone soit largement répandue dans l'environnement au Canada. Dans l'environnement, cette substance se retrouvera principalement dans l'air et dans l'eau. Il a en outre été démontré que le potentiel de toxicité de l'isophorone pour les organismes aquatiques est de faible à modéré. En utilisant une analyse fondée sur le quotient du risque, intégrant les estimations prudentes de l'exposition aux données sur la toxicité pour les organismes aquatiques, on a obtenu un quotient du risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) de 0,1. Il est donc peu probable que cette substance ait des effets nocifs chez les organismes aquatiques.

Ces renseignements indiquent qu'il est peu probable que l'isophorone cause des dommages écologiques au Canada.

Il convient de noter que l'on est parvenu à cette conclusion, même en utilisant des hypothèses prudentes pour tenir compte des incertitudes relevées durant l'évaluation. L'incertitude vient de l'absence de données empiriques sur les concentrations dans l'environnement au Canada; cette incertitude a été prise en compte en estimant la concentration dans l'eau à l'aide d'un modèle d'exposition basé sur la limite supérieure. En ce qui a trait à l'écotoxicité, même si les données disponibles sur les effets ne permettent pas d'évaluer adéquatement l'importance potentielle du sol comme milieu d'exposition, on ne s'attend à ce que l'exposition dans ce milieu soit significative.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux environnementaux et aliments

L'annexe 1a présente les valeurs estimées de la limite supérieure de l'apport d'isophorone provenant des différents milieux environnementaux et des aliments, pour chaque groupe d'âge de la population générale du Canada. Ces valeurs estimées varient de 0,03 µg/kg­p.c. par jour (bébés de 0 à 6 mois [non allaités]) à 0,84 µg/kg­p.c. par jour (les 20 à 59 ans). Pour la majorité des groupes d'âge, les aliments et les boissons ont été estimés et seront les principales sources d'exposition à l'isophorone; il s'agit toutefois de très faibles niveaux d'exposition si l'on se fie aux données non canadiennes sur la présence d’isophorone dans les aliments (y compris les boissons).

Une analyse documentaire n'a révélé aucune étude sur les niveaux d'isophorone dans l'air ambiant au Canada. Les niveaux d'isophorone dans l'air ambiant ont toutefois été évalués, sans être détectés (limite de détection non précisée), dans la cadre d'une étude américaine menée de 1967 à 1992, pour mesurer 189 polluants atmosphériques dangereux (Kelly, 1994). Une étude menée en 1984 dans un site industriel contaminé a révélé la présence d'isophorone dans les eaux usées, mais non dans l'espace de tête au-dessus des eaux usées, ni dans les échantillons d'air ambiant prélevés dans des zones urbaines et rurales situées à proximité (Hawthorne et Sleevers, 1984). La courte demi-vie (0,13 jour) de cette substance pourrait expliquer l'absence de données de surveillance atmosphériques (ATSDR, 1989).

En l'absence de données expérimentales, la concentration d'isophorone dans l'air extérieur (7,63 × 10^-5 µg/m³) a été estimée à l'aide d'un logiciel de modélisation de l'exposition (ChemCAN, 2003), en fonction des rejets d'isophorone dans l'atmosphère de 6 537 kg en 2006 (Environnement Canada, 2008b). Cette estimation modélisée a servi à estimer la limite supérieure de l'exposition provenant de l'air ambiant.

Une étude canadienne fait mention des niveaux d'isophorone mesurés dans l'air intérieur (Otson, 1986). Dans le cadre de cette étude, des échantillons ont été prélevés dans dix maisons de Montréal (Québec), durant l'automne et l'hiver 1983-1984. Selon les habitudes de leurs occupants, ces habitations ont été qualifiées de maisons de fumeurs ou de non-fumeurs. L'isophorone n'a été détectée dans aucun échantillon prélevé de ces maisons. La limite de détection (5 ng/m³) choisie pour cette étude a donc été utilisée comme valeur prudente pour estimer la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone provenant de l'air antérieur. Aucune autre étude canadienne ou américaine n'a été recensée.

Selon les rapports trimestriels de la Ville de Toronto (Ontario) pour la période allant de janvier 2001 à septembre 2003, l'isophorone n'a été détectée dans aucun échantillon d'eau potable (51 échantillons), à une limite de détection de 0,3 µg/L (Ville de Toronto, 2001-2003). À la Nouvelle-Orléans (LA), des taux d'isophorone variant de 1,5 à 2,9 µg/L ont été mesurés dans l'eau potable en 1978 (US EPA, 1978).

La limite de détection de 0,3 µg/L, citée dans les rapports de Toronto, a été utilisée pour estimer la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone dans l'eau potable, car il s'agissait d'une étude récente menée au Canada (Ville de Toronto, 2001-2003).

En 1992, la teneur en divers composés organiques industriels – dont l'isophorone – a été analysée dans 30 échantillons de sols agricoles sur lesquels avaient été épandues des boues de la station d'épuration de Hamilton (Ontario). Des quantités « trace », mais non quantifiées, ont été décelées dans un seul échantillon (limite de détection de 0,09 mg/kg [poids sec]) (Webber, 1994).

En l'absence de données plus récentes sur les sols, la limite de détection de 0,09 mg/kg (poids sec) de l'étude de Webber (1994) a été utilisée pour estimer la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone provenant du sol.

Des études sur les boues municipales et les composts de boues, réalisées dans l'ensemble du Canada de 1993 à 1996, ne font mention d'aucune incidence d'isophorone. Cent deux échantillons ont été analysés dans le cadre de ces études, en fonction d'une limite de détection maximale de 7,0 mg/kg de poids sec (Webber, 1995; WTI, 1996). Aucune autre donnée plus récente n'a été recensée au Canada.

Aux États-Unis, une concentration de 489 µg/kg d'isophorone a été mesurée dans les cendres volantes du dépoussiéreur électrique d'une centrale thermique alimentée au charbon. L'isophorone n'a cependant pas été détectée (limite de détection non précisée) dans les cendres volantes produites par l'épurateur par voie humide de la même installation (Harrison, 1985).

Aucune étude signalant la présence d'isophorone dans des aliments au Canada n'a été recensée. Cependant, une étude menée au Japon sur des aliments achetés dans un marché alimentaire du Japon (Kataoka, 2007). Les auteurs de cette étude rapportent que l'isophorone a été détectée dans certains aliments emballés, dans des concentrations variant de 2 × 10^-5 à 13 × 10^-3 µg/g, mais non dans les légumes frais (limite de détection de 5 × 10^-7 µg/g).

Aux États-Unis, huit espèces de poissons ont été recueillies d'estuaires du lac Michigan que l'on savait contaminés par des sources commerciales. Les échantillons prélevés en 1983 avaient une concentration moyenne en isophorone de 1,17 mg/kg (poids humide). La concentration maximale d'isophorone a été établie à 3,61 mg/kg (poids humide), sur la base de 14 échantillons composites constitués de 140 poissons (Camanzo, 1987).

En Europe, l'isophorone a été détectée dans le safran, dans des concentrations atteignant jusqu'à 254 µg/g (poids sec), ainsi que dans le miel à des taux variant de 0,05 à 1,45 µg/g (concentration moyenne de 0,36 µg/g) (Guyot, 1999; Lechtenberg, 2008).

En l'absence de données canadiennes actuelles, les renseignements sur la présence de l’isophorone dans les aliments, provenant des études non-canadiennes ci-dessus (Camanzo, 1987; Guyot, 1999; Kataoka, 2007 et Lechtenberg, 2008). sont inclus dans les calculs estimant la limite supérieure d’exposition due aux aliments. Pour la plupart des groupes d’aliments, l’ingestion d’isophorone provenant de chaque groupe a été estimée basée sur la plus forte concentration d’isophorone décelé dans l’aliment et qui pourrait raisonnablement être attribuée à ce groupe. Pour les catégories d’aliments dans lesquelles l’isophorone n’a pas été identifié, la limite d’analyse utilisée pour la detection a été utilisée comme la concentration en isophorone de cette catégorie d’aliments. L’annexe 1b  contient des aliments pour lesquels la concentration en isophorone a été mesurée :  

À la lumière des renseignements obtenus des analyses effectuées en vertu de l'article 71, l'isophorone pourrait être présente dans des emballages alimentaires (Environnement Canada, 2008). L'isophorone pourrait notamment être utilisée comme agent technologique entrant dans la fabrication de certains revêtements ou enduits pour canettes de boissons pour adultes et boîtes métalliques à épices (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée). L’isophorone n’est pas communément utilisé comme solvant dans le revêtement des canettes pour nourritures. Si cela devrait être utilisé, on ne devrait pas s'attendre à ce que l'isophorone persiste dans les revêtements adéquatement séchés et durcis, on a estimé que la dose journalière probable (DJP) d'isophorone, provenant des canettes de boissons pour adultes susceptibles de présenter un niveau résiduel d'isophorone, était de 3,6 × 10^­3 µg/kg­p.c./jour (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée). La DJP d'isophorone provenant des canettes de jus et de boissons gazeuses consommées par les Canadiens plus jeunes a aussi été calculée, mais cette valeur était nettement moindre que celle calculée à partir du scénario basé sur des adultes et des canettes de boissons pour adultes. La valeur estimée de la dose journalière probable d'isophorone provenant des canettes de boissons pour adultes était malgré tout très faible et le taux de pénétration sur le marché des canettes dont le revêtement contient de l'isophorone n'a pu être confirmé. En conséquence, la dose journalière probable extrêmement faible provenant des canettes de boissons pour adultes a été exclue du tableau sur l'ingestion d'isophorone, présenté à l'annexe 1a. De même, il n'a pas été jugé nécessaire d'inclure une dose journalière probable pour les boîtes métalliques à épices, car on ne s'attend pas à une migration importante de cette substance dans les aliments secs (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

On ignore dans quelle mesure l'évaluation de l'exposition dans ce rapport reflète la présence d'isophorone – si tant est que cette substance soit présente – due à son utilisation comme arôme dans les aliments vendus au Canada. La plupart des données sur la concentration d'isophorone dans les aliments proviennent de l'étude japonaise (Kataoka et al., 2007); or la source d'isophorone décelée dans les aliments n'a pas été précisée de façon concluante dans l'article citant les résultats de cette étude.

Même si la plupart des arômes, y compris l'isophorone, ne sont pas assujettis aux dispositions du Règlement sur les aliments et drogues qui portent sur l'ajout dans les aliments, cet usage doit néanmoins être conforme aux normes relatives à l'identité et à la composition des aliments de ce Règlement, ainsi qu'à l'article 4 de la Loi sur les aliments et drogues. Des usages « habituels » d'isophorone, dans des concentrations variant de 0,50 à 16,80 ppm (parties par million), ont été rapportés (FEMA, 1994), mais on ignore si ces usages reflètent la situation au Canada (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada; source non citée).

L'isophorone est principalement utilisée comme substance industrielle (ATSDR, 1989; Kelly, 1994) et, selon les renseignements obtenus en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), les rejets de cette substance dans l'environnement se limitent à l'atmosphère (Environnement Canada, 2008). Or la courte demi-vie de l'isophorone dans l'atmosphère (< 5 heures) et les données sur l'eau potable au Canada laissent croire que l'exposition à cette substance dans l'environnement est minime pour la population générale du Canada (ATSDR, 1989; Ville de Toronto, 2001-2003).

Produits de consommation

D'après les déclarations faites en conformité de l'article 71, l'isophorone est principalement utilisée au Canada pour la fabrication de peintures industrielles et de revêtements (Environnement Canada, 2008) et cette substance n'entre pas dans la composition des peintures ou revêtements de consommation (communication personnelle d'Environnement Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada). Une fois séchée et durcie, l'isophorone résiduelle qui persiste dans les surfaces durcies est présente en des concentrations extrêmement faibles, qui ne sont pas considérées comme dangereuses pour les consommateurs.

Au Canada, l'emploi de l'isophorone dans les produits cosmétiques est interdit (Santé Canada, 2007). Au Danemark où l'usage de l'isophorone dans les produits cosmétiques a été rapporté, les concentrations d'isophorone n'ont pas été jugées préoccupantes (Svendsen, 2005).

On ne s'attend pas à ce que l'isophorone soit présente en quantités significatives dans les produits industriels finis. Au Canada, l'emploi de l'isophorone est limité et les concentrations résiduelles en dehors des milieux industriels devraient être très faibles.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 2 présente un résumé des renseignements sur les effets de l'isophorone sur la santé.

La Commission européenne a classé l'isophorone dans la catégorie 3 sur le plan de la cancérogénicité (substances préoccupantes pour l'homme en raison d'effets cancérogènes possibles) avec la mention de risque 40 (preuve insuffisante des effets cancérogènes), sur la base des données limitées sur la cancérogénicité de cette substance, obtenues dans le cadre d'études sur des animaux (ESIS, 2009; Commission européenne, 1998a, b). L'Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA) a classé l'isophorone parmi les cancérogènes de catégorie C (cancérogènes possibles pour les humains), se basant sur l'absence de données chez les humains et sur les preuves limitées de cancérogénicité chez des animaux de laboratoire (US EPA, 2008).

La cancérogénicité de l'isophorone a été évaluée dans le cadre d'une étude de deux ans sur des rats et des souris des deux sexes, exposés par voie orale (gavage) à des doses de 0, 250 et 500 mg/kg­p.c. par jour. Des preuves de la cancérogénicité de l'isophorone ont été rapportées chez les rats Fischer 344 mâles, chez qui on a observé une hausse statistiquement significative d'adénomes et d'adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux (combinés) à des doses de 250 et 500 mg/kg­p.c. par jour et de carcinomes des glandes préputiales à la plus forte dose. Chez les souris B6C3F1 mâles, une hausse statistiquement significative de l'incidence d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires (combinés) et de tumeurs mésenchymateuses (fibromes, sarcomes, fibrosarcomes et neurofibrosarcomes combinés) du système tégumentaire a été rapportée à 500 mg/kg­p.c. par jour. L'incidence accrue de lymphomes ou de leucémies n'a été observée que chez les souris mâles exposées à la faible dose. Aucune preuve de cancérogénicité n'a été relevée chez les rats ou les souris femelles (NTP, 1986). Aucun essai biologique sur la cancérogénicité par inhalation, ni aucune étude épidémiologique chez les humains, n'ont été recensés.

Aucun effet génotoxique associé à l'isophorone n'a été rapporté dans les études in vivo ainsi que dans la majorité des essais in vitro sur les cellules de mammifères et des bactéries. Les essais in vivo sur les altérations chromosomiques, la fixation d'ADN dans le foie et les reins et les mutations létales récessives liées au sexe ont tous été négatifs (Hossack et al., 1978a; Microbiological Associates. 1984a; O'Donoghue et al., 1988; Thier et al. 1990; Foureman et al., 1994). Les essais in vitro réalisés sur des cellules de mammifères pour évaluer la mutagénicité, les aberrations chromosomiques et les dommages à l'ADN ou la réparation de l'ADN ont été essentiellement négatifs (Microbiological Associates, 1984b, c; NTP, 1986; O'Donoghue et al., 1988; Gulati et al., 1989; Honma et al., 1999a). Les tests de mutagénicité d'Ames chez Salmonella typhimurium, avec et sans activation métabolique, ont été négatifs (Hossack et al., 1978b; Mortelmans et al. 1986; NTP, 1986; Huels, 1988a). Plusieurs résultats positifs ont toutefois été obtenus dans les essais in vitro sur des cellules de mammifères, mais seulement à des concentrations cytotoxiques ou dans des études non normalisées (NTP, 1986; Tennant et al., 1987; McGregor et al., 1987; Gulati et al., 1989; Matsuoka et al., 1996; Ono et al., 1991; Selden et al., 1994; Honma et al., 1999a, b; Yasunaga et al., 2004). Le poids de la preuve de toutes les données de génotoxicité, en particulier les résultats négatifs des essais in vivo, indique que l'isophorone n'est pas génotoxique et laisse croire que cette substance ne réagit pas avec l'ADN. L'OCDE, le PISSC et l'US EPA ont conclu que l'isophorone n'est pas mutagène (OCDE, 2003; PISSC, 1995a; US EPA, 2006b).

Le mécanisme d'action mis en cause dans l'induction de tumeurs rénales par l'isophorone chez les rats mâles fait intervenir l'alpha-2µ-globuline (Strasser et al., 1988; ATSDR, 1989; Tennant, 1993; Short, 1993; PISSC, 1995a; OCDE, 2003; Lock et Hard, 2004; US EPA, 2008). Aucune quantité significative d'alpha-2µ-globuline n'a toutefois été détectée dans le plasma ou l'urine des rats femelles ou des souris et humains des deux sexes (Swenberg et al., 1989). Chez les rats mâles, les substances chimiques qui induisent une néphropathie par l'alpha­2µ­globuline se lient à cette protéine dans le foie et forment des conjugués difficilement hydrolysables qui provoquent la formation de gouttelettes hyalines qui s'accumulent dans les tubules, ce qui cause une réaction néphrotoxique et un accroissement soutenu du renouvellement cellulaire (Swenberg et al., 1989; Swenberg et al., 1992). L'isophorone et les métabolites prévus – l'isophorol et la dihydro-isophorone – se lient à l'alpha­2µ­globuline in vivo, causant une accumulation accrue de gouttelettes hyalines dans les cellules des tubules rénaux (Strasser et al., Saito et al., 1992). L'administration d'isophorone a induit la formation de tumeurs dans les tubules rénaux uniquement chez les rats mâles, et non chez les rats femelles ou les souris de l'un ou l'autre sexe (NTP, 1986). Selon un examen et une analyse détaillés réalisés par l'US EPA, les tumeurs rénales induites par l'isophorone chez les rats mâles satisfaisaient aux critères associant la formation de tumeurs rénales à l'alpha­2µ­globuline (US EPA, 1991a, b; US EPA, 2008). En conséquence, l'augmentation de l'incidence des tumeurs dans les tubules rénaux, qui a été observée chez les rats mâles après l'administration d'isophorone, a été causée par l'accumulation d'alpha­2µ­globuline et était spécifique du sexe et de l'espèce; il est donc peu probable que ce résultat s'applique à l'humain (Strasser et al., 1988; ATSDR, 1989; Tennant, 1993; PISSC, 1995a; OCDE, 2003; US EPA, 2008).

Il a été impossible de déterminer l'importance de l'augmentation apparente de l'incidence de tumeurs de la glande préputiale, qui a été observée uniquement chez les rats mâles exposés à la dose élevée (500 mg/kg­p.c. par jour). En effet, comme l'examen histopathologique de la glande n'a été fait qu'en présence de lésions macroscopiques, il a été impossible de déterminer avec précision l'incidence véritable de tous les types de lésions prolifératives du prépuce chez les témoins historiques ou simultanés (NTP, 1986). Comme des taux élevés d'alpha­2µ­globuline sont présents dans la glande préputiale des rats mâles et femelles (Murthy et al., 1987), les tumeurs de la glande préputiale induites par l'isophorone chez les rats mâles pourraient aussi être associées à une accumulation d'alpha­2µ­globuline (PISSC, 1995a, b).

En ce qui a trait aux tumeurs hépatiques, seules les souris mâles exposées à la dose élevée ont présenté une incidence accrue d'adénomes et de carcinomes combinés. Aucune preuve d'une incidence accrue de tumeurs hépatiques chez les souris femelles ou chez les rats mâles ou femelles n'a été relevée (NTP, 1986). L'incidence accrue de tumeurs mésenchymateuses du système tégumentaire n'a été rapportée que chez les rats mâles exposés à la dose élevée, et la faible hausse de l'incidence de lymphomes ou de leucémies n'a été observée que chez les souris mâles exposées à la faible dose, sans preuve de relation dose­effet. Le taux élevé de mortalité chez les souris mâles rend l'évaluation des résultats difficile. De plus, même si les tumeurs hépatiques et mésenchymateuses peuvent être associées au traitement, aucune preuve manifeste ne permet d'associer les lymphomes ou les leucémies chez les souris mâles au traitement. Des données montrent que l'isophorone ne se fixe pas à l'ADN in vivo (Thier et al., 1990), ce qui laisse croire que l'isophorone pourrait exercer ses effets toxiques par un mécanisme autre que l'interaction directe avec l'ADN (Topping et al., 2001). Qui plus est, l'US EPA a qualifié d'« ambigus » les résultats des essais de cancérogénicité chez les souris mâles (US EPA, 2008).

Dans le cadre d'une étude de quatre semaines sur des rats mâles et femelles, la plus faible concentration minimale avec effet observé (CMEO) par inhalation chez les animaux de laboratoire a été établie à 208 mg/m³ (36 ppm), cette valeur étant basée sur la réduction de croissance et le poids du foie chez les rats mâles, ainsi que sur les effets hématologiques (augmentation des lymphocytes et diminution des neutrophiles) observés chez les rats des deux sexes (Exxon, 1968). Dans une étude par inhalation sur la toxicité subchronique, une hausse de la mortalité a été signalée chez les rats exposés à 2 873 mg/m³ d'isophorone pendant quatre à six mois (seul niveau d'exposition évalué) (Dutertre-Catella, 1976). Une étude sur la toxicité chronique par inhalation a révélé une microvacuolisation du foie chez des rats et des lapins qui avaient été exposés pendant 18 mois à 1 436 mg/m³ d'isophorone (un seul niveau d'exposition évalué) (Dutertre-Catella, 1976).

Chez les humains, des employés exposés pendant un mois à des concentrations d'isophorone variant de 28 à 45 mg/m³ (5 à 8 ppm) se sont plaints de fatigue et de malaises à des concentrations d'à peine 28 mg/m³ (5 ppm); ces plaintes ont cessé lorsque les concentrations d'isophorone ont été abaissées entre 6 et 22 mg/m³ (l à 4 ppm) (Ware, 1973). L'étude n'a toutefois fourni aucun autre renseignement, notamment quant aux conditions d'exposition des employés et aux co­expositions possibles.

La dose minimale avec effet observé (DMEO), durant une exposition chronique par voie orale, a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour, sur la base de la hausse statistiquement significative de l'incidence de néphropathies chez des rats femelles et de l'incidence accrue de nécrose hépatique de coagulation et d'hépatocytomégalie chez les souris mâles durant une étude sur deux ans (NTP, 1986). À 1 000 mg/kg­p.c. par jour, une diminution de la prise de poids chez les rats mâles et une augmentation de la mortalité chez les souris femelles ont été observées dans une étude sur la toxicité subchronique (90 jours) (NTP, 1986). En revanche, dans une autre étude sur la toxicité subchronique, aucun effet pertinent sur le plan toxicologique n'a été observé à des doses atteignant jusqu'à 150 mg/kg-p.c. par jour (si ce n'est une faible incidence intermittente de selles molles à 75 et 150 mg/kg-p.c. par jour); cette dose est la plus élevée qui a été administrée à des chiens beagles pendant 90 jours (Rohm & Haas Co., 1972). Durant l'exposition pendant 16 jours, la dose minimale avec effet observé a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour d'après la réduction de la prise de poids corporel chez les souris femelles. Durant la même étude, des signes d'atonie et de léthargie chez des rats et une démarche titubante chez des souris ont été signalés après une exposition à 1 000 mg/kg­p.c. par jour (NTP, 1986).

En ce qui a trait à l'exposition par voie cutanée, la dose minimale avec effet observé a été établie à 658 mg/kg-p.c. par jour, sur la base de l'érythème et des lésions cutanées croûteuses relevées dans la seule étude sur l'exposition cutanée par doses répétées, au cours de laquelle l'isophorone a été appliquée quotidiennement pendant huit semaines sur la peau rasée et écorchée (recouverte) des rats (Dutertre-Catella, 1976). Aucune autre étude sur l'exposition cutanée par doses répétées n'a été recensée.

Les effets sur le développement consécutifs à l'exposition à l'isophorone n'ont été observés qu'à des doses excédant les concentrations associées à des effets toxiques chez la mère. Des signes de toxicité pour la mère ont été rapportés à une concentration de 664 mg/m³ (115 ppm), mais aucun effet sur le développement n'a été signalé à ce niveau d'exposition (Exxon, 1984a). Une tératogénicité (exencéphalie) a été observée à une dose de 866 mg/m³ (150 ppm) chez quelques fœtus de souris et de rats durant l'étude pilote (Exxon, 1984b). Cette dose était toutefois supérieure à la concentration ayant causé des effets toxiques chez la mère durant l'étude principale (Exxon, 1984a). En conséquence, l'isophorone ne semble pas être une substance toxique pour le développement.

L'isophorone n'a pas eu d'effets sur la taille de la portée, ni n'a été associée à la manifestation d'anomalies chez les ratons dans le cadre d'une étude limitée portant sur une génération de rats Wistar exposés par inhalation à 2 873 mg/m³ (500 ppm) d'isophorone (Dutertre-Catella, 1976). Il convient toutefois de noter qu'une seule concentration a été utilisée dans cette étude, que le groupe était de petite taille et qu'aucune information n'a été fournie quant au succès de la reproduction. Aucune autre étude sur la toxicité pour la reproduction n'a été recensée. Dans le cadre d'études de 90 jours sur l'exposition par voie orale, les examens histopathologiques n'ont révélé aucun changement dans les organes reproducteurs des chiens beagles exposés à des doses atteignant jusqu'à 150 mg/kg­p.c. par jour (Rohm & Haas Co., 1972) ou des rats exposés à des doses maximales de 1 000 mg/kg­p.c. par jour (NTP, 1986). De façon générale, il ne semble pas que l'isophorone soit une substance toxique pour la reproduction.

Des effets irritants dus à l'isophorone ont été observés chez les humains et les animaux. Dans deux études menées auprès de six et douze sujets volontaires, une irritation de la gorge a été rapportée à des concentrations supérieures à 199 mg/m³ (Esso, 1965a), et des irritations oculaire et nasale ont été observées à des concentrations supérieures à 230 mg/m³, après une exposition aiguë (Smyth et Seaton, 1940). Dans une autre étude menée auprès de douze sujets volontaires exposés à des vapeurs d'isophorone pendant 15 minutes, une irritation des yeux, du nez et de la gorge a été rapportée à 144 mg/m³ (Silverman et al., 1946). Les résultats des essais biologiques réalisés sur des animaux pour évaluer les effets irritants de l'isophorone sont compatibles avec les observations chez les humains. Chez le lapin, l'isophorone a eu des effets irritants pour les yeux à une dose non diluée de 0,1 mL (40 mg/kg­p.c.) et sur la peau à une dose non diluée de 0,5 mL (200 mg/kg­p.c.) (Esso, 1964; Dutertre-Catella, 1976; Truhaut et al., 1972).

À l'échelle internationale, l'isophorone a été classée comme une substance irritante pour les yeux et le système respiratoire par la Commission européenne (Commission européenne, 2008).

Des études toxicocinétiques limitées laissent croire à une bonne absorption et à une distribution rapide de l'isophorone chez le rat et le lapin, après son administration par voie orale et par inhalation (Dutertre-Catella, 1976). Les effets systémiques relevés dans les études sur la toxicité aiguë indiquent une absorption après une exposition par voie cutanée (Günzel et Richter, 1968b). La méthyloxydation, la glucuronidation et l'hydrogénation semblent être les principales voies de transformation de l'isophorone (Truhaut et al., 1970; Dutertre-Catella et al., 1978). L'isophorone présente un très faible potentiel de bioaccumulation, 80 % de l'isophorone administrée par voie orale ayant été excrétée par les rats en moins de 96 heures (Their, 1991).

On considère que le niveau de confiance à l'égard de l'ensemble des données sur la toxicité va de modéré à élevé. On possède des données sur la toxicité aiguë, la toxicité par exposition à des doses répétées, la toxicité chronique, la cancérogénicité et la toxicité génétique. Les données sont en revanche limitées sur la toxicité après une exposition prolongée par inhalation, ainsi que sur la toxicité pour la reproduction et le développement. De plus, une seule étude sur la toxicité chronique par voie orale a été recensée, et celle-ci n'a porté que sur deux doses, outre la dose témoin. Enfin, la seule étude sur la toxicité subchronique ou chronique par inhalation a porté sur une concentration très élevée d'isophorone et sur des groupes de petite taille.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

L'évaluation des effets de l'isophorone sur la santé a tenu compte de la cancérogénicité de cette substance, car celle-ci a été classée comme une substance cancérogène par certains organismes internationaux (c.­à­d. Commission européenne et US EPA) mais non par d'autres (c.­à­d. le CIRC). Ces classifications ont été basées sur les résultats de deux essais biologiques de qualité suffisante ayant porté sur des animaux, aucune étude épidémiologique suffisante n'ayant été recensée. Des études types de deux ans sur la cancérogénicité chez le rat et la souris ont révélé une incidence en apparence accrue de tumeurs à de multiples endroits (rein, glande préputiale, foie et peau) (NTP, 1986). L'induction de tumeurs rénales après l'administration d'isophorone a été causée par l'accumulation d'alpha­2µ­globuline, un mode d'action qui ne s'applique pas aux humains (US EPA, 1991a; OCDE, 2003; PISSC, 1995a; US EPA, 2008). Selon les renseignements disponibles sur la génotoxicité et les conclusions d'autres organismes, il est peu probable que l'isophorone soit génotoxique. Par conséquent, même si le mode d'induction des tumeurs n'a pas été parfaitement élucidé, on ne considère pas que les tumeurs observées chez les rongeurs soient le résultat d'une interaction directe avec le matériel génétique. Une démarche basée sur des niveaux seuils est donc utilisée pour évaluer les risques pour la santé humaine.

Dans le cas des expositions par voie orale, la plus faible dose minimale avec effet observé déclarée a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour, sur la base des effets non néoplasiques observés après une exposition chronique (néphropathie chez les rats femelles; nécrose du foie et hépatocytomégalie chez des souris mâles) dans le cadre d'une étude de deux ans sur la toxicologie et la cancérogénicité. La hausse potentielle de l'incidence de tumeurs dans cette étude associée à la substance chimique n'a été observée qu'aux doses plus élevées (NTP, 1986).

Lorsqu'on compare la dose avec effet critique (250 mg/kg-p.c. par jour) pour l'exposition par voie orale par doses répétées, à la valeur estimée de la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone imputable aux sources environnementales dans le groupe le plus exposé (les 20 à 59 ans) au Canada (0,84 µg/kg­p.c. par jour), on obtient une marge d'exposition d'environ 298 000. Si l'on tient compte des estimations de l'exposition raisonnables basées sur le pire de scénarios, on considère que la marge d'exposition assure une protection suffisante de la santé humaine en ce qui a trait aux effets cancérogènes et non cancérogènes.

L'ingestion par voie orale, de la nourriture et de l’eau potable a été identifiée comme la voie d'exposition la plus préoccupante à l’isophorone pour la population canadienne en générale. L’exposition due aux autres sources n’est par pour autant significatif selon l'annexe 1a

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente évaluation préalable ne tient pas compte de la variabilité possible entre humains, ni ne tient compte des différences entre les humains et les animaux de laboratoire quant à leur sensibilité aux effets possibles de l'isophorone. On ne possède pas suffisamment d'information pour évaluer l'incidence des tumeurs de la glande préputiale chez le rat, car ni les données historiques ni l'étude recensée n'indiquent l'incidence réelle de tumeurs (NTP, 1986). Aucune tumeur de la glande préputiale n'a été observée chez la souris, ce qui laisse croire que ce type de tumeurs pourrait être spécifique de l'espèce; on ignore également ce que signifie, pour l'humain, la manifestation de tumeurs de la glande préputiale chez le rat. L'étude disponible sur la manifestation de tumeurs hépatiques chez la souris présente des résultats ambigus. Malgré le caractère limité des données sur la cancérogénicité, les résultats fortement et régulièrement négatifs des études sur la génotoxicité in vivo laissent croire que l'isophorone n'est pas mutagène.

L'absence de données canadiennes récentes sur les niveaux d'isophorone dans les différents milieux environnementaux et les aliments crée une source d'incertitude au sujet des valeurs estimées de la limite supérieure de l'exposition dans plusieurs milieux pour la population générale du Canada. La grande marge d'exposition entre le niveau avec effet critique et la valeur maximale estimée de l'ingestion d'isophorone permet toutefois d'atténuer l'inquiétude suscitée par cette incertitude. On est donc fortement confiant que les valeurs estimées de l'exposition dans plusieurs média assurent une protection adéquate de la population générale du Canada, car des hypothèses prudentes ont été utilisées lorsque aucune donnée canadienne récente n'était disponible.

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Conclusion

D'après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il a été conclu que l'isophorone ne pénètre 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 la diversité biologique ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

On considère que la marge d'exposition, obtenue en comparant la valeur estimée de la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone au Canada au niveau avec effet critique, assure une protection adéquate de la santé humaine. Il est donc conclu que l'isophorone ne pénètre 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 humaine.

Par conséquent, il a été conclu que l'isophorone ne répond à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

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Annexe 1a : Estimations de la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone pour la population générale du Canada

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Annexe 1b : Concentrations d'isophorone détectées dans divers produits alimentaires

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Annexe 2 : Résumé des renseignements relatifs aux effets de l'isophorone sur la santé

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3,5,5-triméthylcyclohex-2-énone
(isophorone)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
78-59-1

Environnement Canada
Santé Canada

Mars  2010

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1. Sommaire
2. Introduction
3. Identité de la substance
4. Propriété physiques et chimiques
5. Sources
6. Utilisations
7. Rejets dans l'environnement
8. Devenir dans l'environnement
9. Persistance et potentiel de bioaccumulation
10. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
11. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
12. Conclusion
13. Références
14. Annexe 1a : Estimations de la limite supérieure de l'apport quutidien d'isophorone pour la population générale du Canada
15. Annexe 1b : Concentrations d'isophorone détectées dans divers produit alimentaires
16. Annexe 2 : Résumé des renseignements relatifs aux effets de l'isophorone sur la santé

Sommaire

En application de l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l’isophorone, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 78-59-1. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure dans le cadre du Défi. L’isophorone a été jugé hautement prioritaire, car il a été classé par la Commission européenne et l’Environmental Protection Agency des États-Unis en fonction de sa cancérogénicité. La substance ne répondait pas aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation sur l’isophorone est donc principalement axée sur les risques pour la santé humaine.

Selon les renseignements déclarés conformément à l’article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n’aurait fabriqué d’isophorone au cours de l’année civile 2006. Toutefois, entre 10 000 et 100 000 kg de cette substance ont été importés durant la même année, et environ 1000 à 10 000 kg auraient été rejetés dans l’atmosphère durant la même année. L’isophorone est surtout utilisé dans le secteur industriel. Toutefois, son utilisation comme arôme dans la nourriture constituerait la principale source d’exposition pour l’ensemble de la population canadienne.

L’isophorone est utilisé comme solvant pour les revêtements industriels et automobiles, comme véhiculeur de solvant dans les revêtements industriels de métal et dans les matériaux d’emballage des aliments et comme adhésif pour les matériaux en plastique, en poly (chlorure de vinyle) et en polystyrène. L’isophorone est employé comme produit de formulation dans un produit de lutte antiparasitaire homologué au Canada, mais l’utilisation de ce produit fut abandonnée le 31 décembre 2009.

Comme l’isophorone a été classé par d’autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette capacité de la substance. Dans le cadre d’études à long terme, on a observé chez les rats des signes d’une incidence accrue d’adé-

nomes et d’adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux ainsi que des carcinomes des glandes préputiales et, chez les souris, on a noté une ambiguïté des résultats relativement à l’augmentation de l’incidence des adénomes ou des carcinomes hépatocellulaires ainsi que des tumeurs mésenchymateuses dans le système tégumentaire. Toutefois, les tumeurs rénales causées par l’isophorone chez le rat sont dues à un mécanisme spécifique à l’espèce. Les tumeurs des glandes préputiales chez les rats étaient seulement observées à une plus forte dose. Les données génotoxicologiques disponibles et les conclusions provenant de plusieurs organisatismes indiquent que l’isophorone ne serait pas génotoxique. En conséquence, bien que le mode d'induction des tumeurs ne soit pas entièrement élucidé, les tumeurs observées ne sont pas considérées comme resultant de l'interaction directe avec le matériel génétique. Par conséquent une approche de seuil est employée pour évaluer le risque à la santé humaine.

On a observé, à la suite d’une exposition orale dans le cadre d’études à doses répétées, des effets non néoplasiques dans les reins des rats et dans le foie des souris. La marge entre la concentration associée à un effet critique et l’estimation de l’exposition maximale à l’isophorone au Canada provenant de la nourriture, du breuvages et le niveau d’effet critique est considérée comme étant en juste proportion protectrice pour expliquer des lacunes et les incertitudes de données dans l'évaluation de risque pour la santé humaine pour les effets  cancérigènes et ceux non- cancérigènes.

À la lumière des renseignements disponibles sur sa capacité à nuire à la santé humaine et de la marge d’exposition en découlant, il en ressort que l’isophorone ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

D’après le faible danger écologique que présente l’isophorone et en considérant l’information relative aux rejets de cette substance dans l’environnement, il en ressort que cette substance ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ni à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. L’isophorone ne répond pas aux critères de la persistance et de la bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, s’il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l’évaluation préalable.

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si ces substances présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l'information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

• celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada ou;
• celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada, 2006), exigeant de l'industrie et autres intervenants intéressés de fournir, dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer des pratiques exemplaires en matière de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour les substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que le 3,5,5 triméthylcyclohex 2-énone (isophorone) est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente un PFRE et elle a été classée par d’autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 30 août 2008 (Canada, 2008). En même temps fut publié le profil de la substance, qui présentait l’information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques de l'isophorone pour la santé humaine était jugée hautement prioritaire, cette substance ne répondait pas aux critères relatifs à la persistance, à la bioaccumulation ou à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCEP (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l'article 64 de la Loi.

Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations de la substance en question et l’exposition à celle-ci, y compris l’information supplémentaire fournie dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l’évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d’évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d’autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu’en mars 2009 (sections du document concernant la santé humaine et l'écologie). Il est également possible que des résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte de données utiles à l’évaluation de l’exposition (non professionnelle) pour la population en générale et de l’information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d’après les évaluations s’appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d’autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance).Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l’effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l’exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l’exposition et les effets, et ce, dans le contexte d’une évaluation préalable. Cette évaluation préalable finale ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s’agit plutôt d’un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d’une étude consignée par des pairs ou d’une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M^me Joan Strawson (TERA), Pam Williams Ph. D. (E Risk sciences) et Harlee Strauss Ph.D. (Strauss Associates). Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que des commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable des risques.

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

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent rapport, la substance est appelée isophorone, d'après l'inventaire du PICCS.

Tableau 1. Identité de la substance – Isophorone

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques de l'isophorone (valeurs expérimentales et modélisées), qui ont une incidence sur le devenir de cette substance dans l'environnement. Lorsque disponibles, les données expérimentales acceptables sont utilisées de préférence aux valeurs obtenues par modélisation.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de l'isophorone

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Sources

La présence de l'isophorone dans l'environnement est attribuable à l'activité humaine et aussi, dans une moindre mesure, à des sources naturelles.

D'après les données soumises en application de l'article 71 de la LCPE (1999), l'isophorone n'a pas été fabriquée au Canada en des quantités supérieures au seuil de déclaration (100 kg), en 2006. Cette même année, la quantité totale qui a été importée au Canada a varié de 10 000 à 100 000 kg (Environnement Canada, 2008b). Selon Statistique Canada, les importations mondiales d'isophorone au Canada ont diminué de 81 422 kg durant l'année civile 2000 à quelque 20 000 kg en 2003. Depuis 2003, l'importation globale d'isophorone au Canada est demeurée stable, à environ 20 000 kg (Statistique Canada, 2009).

Le Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires (JECFA) a fait savoir que la présence naturelle de l'isophorone avait été rapportée dans certains aliments (JECFA, 2002). L'isophorone serait ainsi naturellement présente dans plusieurs types de miels européens Guyot, 1999; Jerkovic, 2006); (Alissandrakis, 2007; Castro-Va'zquez, 2006; de la Fuente, 2007.

La présence d'isophorone a aussi été signalée dans des produits de combustion d'une centrale alimentée au charbon (Harrison, 1985).

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Utilisations

D'après les données scientifiques et techniques disponibles, l'isophorone est utilisée à l'échelle mondiale comme solvant pour revêtements et cette substance entre aussi dans la composition de peintures métalliques et d'adhésifs pour des matériaux de plastique, de chlorure de polyvinyle et de polystyrène (ATSDR, 1989).

Les données recueillies en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent que l'emploi de l'isophorone se limite au milieu industriel au Canada et que cette substance n'entre pas dans la fabrication de produits de consommation (Environnement Canada, 2008). Les applications industrielles prévoient une étape de séchage ou de prise qui a pour effet de réduire les concentrations d'isophorone à de très faibles niveaux résiduels; cependant  l'exposition de la population canadienne à l’isophorone à partir de ces applications devrait donc être minimale. Dans l'industrie, l'isophorone est principalement utilisée comme solvant pour revêtements dans le secteur industriel et automobile, y compris pour la fabrication d'emballages alimentaires et de revêtements métalliques (Felcht U-H. 2006; Montebello 2009).  

Au Canada, l'isophorone est un agent aromatisant acceptable (ingrédient non médicinal) dont l'usage est autorisé dans les produits de santé naturels. Une recherche effectuée le 30 mars 2009 dans la Base de données des produits de santé naturels homologués n'a toutefois révélé aucun produit contenant de l'isophorone parmi ses ingrédients (communication personnelle de la Direction des produits de santé naturels de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

Il est possible que l'isophorone soit utilisée comme arôme dans des aliments vendus au Canada. Les arômes alimentaires ne sont pas considérés comme des additifs alimentaires dans la réglementation et ne sont pas assujettis aux dispositions du Règlement sur les aliments et drogues qui exigent une évaluation préalable à la mise en marché(communication personnelle avec la Direction des aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments, Santé Canada; source non citée).

L'emploi de l'isophorone dans les cosmétiques est interdit au Canada (Santé Canada, 2007).

Aussi récemment qu'en 2009, l'isophorone figurait parmi les produits de formulation d'un seul pesticide de post-levée disponible à la vente au Canada. L'homologation de ce pesticide est cependant arrivée à échéance le 31 décembre 2009 et son élimination progressive doit être complétée avant le 31 décembre 2013 (communication personnelle de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada en 2010; source non citée). Aux États-Unis, l'isophorone peut être utilisée comme produit de formulation dans des pesticides à usage restreint (US EPA, 2006).

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Rejets dans l'environnement

Selon les rapports reçus en 2006 en réponse à un avis publié en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), 6 537 kg d'isophorone ont été rejetés dans l'environnement en 2006 et 587 kg ont été transférés vers des installations pour déchets dangereux. Ces rapports ne font mention d'aucun rejet déclaré dans le sol ou l'eau, ni d'aucun transfert vers des installations pour déchets non dangereux (Environnement Canada, 2008b).

L'isophorone ne figurait, ni dans les rapports de l'Inventaire national des rejets de polluants pour les années de déclaration 2001 à 2008 (INRP, 2009), ni dans ceux du Toxics Release Inventory Program des États­Unis pour les années de déclaration 2001 à 2006 (TRI, 2009).

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Devenir dans l'environnement

Les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III, basée sur les propriétés physiques et chimiques de la substance, indiquent que l'isophorone demeurera essentiellement dans le milieu dans laquelle elle est rejetée (tableau 3).

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Le document de l'OCDE (OCDE, 2003) résume les résultats de plusieurs essais empiriques de dégradation de l'isophorone. Un essai de biodégradabilité immédiate fait état d'un taux de dégradation de 95 % après 28 jours, ce qui signifie que la demi-vie de la substance par dégradation ultime est bien inférieure à 182 jours (et serait en fait de 6,5 jours si l'on présume d'une cinétique de dégradation du premier ordre). De même, un essai de biodégradabilité inhérente a révélé un taux de dégradation de 89 % de la substance après 14 jours et, durant un essai de simulation de 33 jours, le taux de dégradation a été de 69 %.

Certaines données empiriques sur la biodégradation, obtenues durant un essai de biodégradation immédiate (NITE, 2002), indiquent une très faible biodégradation de l'isophorone après 28 jours. Cependant, comme l'indique le document de l'OCDE (OCDE, 2003), les essais sur la toxicité de l'isophorone pour les microorganismes montrent des effets inhibiteurs à la concentration initiale utilisée pour les essais (100 mg/l); les résultats de l'essai de biodégradabilité immédiate du NITE (2002) ne sont donc pas considérés comme valides (OCDE, 2003).

Une méthode du poids de la preuve basée sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 4 ci-après, pour compléter les données expérimentales disponibles sur la dégradation de l'isophorone. L'isophorone ne contient pas de groupements fonctionnels susceptibles de subir une hydrolyse.

Le tableau 4 résume les résultats de la dégradation dans divers milieux naturels, obtenus à partir des modèles RQSA disponibles.

Tableau 4. Données modélisées sur la dégradation de l'isophorone

Dans l'air, la demi-vie prévue de 0,133 jour par oxydation atmosphérique (voir le tableau 4 qui précède) laisse croire que l'isophorone est susceptible de s'oxyder rapidement en réagissant avec les radicaux hydroxyles. La demi-vie prévue (0,155 jour) par réaction avec l'ozone (voir le tableau 4 qui précède) suggère en outre que cette substance est également susceptible d'être rapidement oxydée par l'ozone. Comme l'isophorone n'est pas susceptible de se dégrader par photolyse directe, on s'attend à ce que les réactions avec les radicaux hydroxyles et l'ozone soient les processus qui influencent le plus le devenir de cette substance dans l'atmosphère. Avec des demi-vies de 0,133 jour (réaction avec les radicaux hydroxyles) et de 0,155 jour (réaction avec l'ozone), on ne considère pas que l'isophorone est persistante dans l'air.

Les résultats des modèles de biodégradation sont contradictoires. Ainsi, deux des quatre modèles de biodégradation immédiate (CATABOL et TOPKAT) indiquent que la biodégradation est très lente et que la demi-vie dans l'eau serait supérieure ou égale à 182 jours, alors que quatre modèles BIOWIN donnent une demi-vie inférieure ou égale à 182 jours (Environnement Canada, 2009).

En raison de cette contradiction des modèles, il est difficile d'évaluer la persistance uniquement à partir des données de modélisation. Cependant, ainsi qu'il fut mentionné précédemment, des données non équivoques obtenues d'essais empiriques de biodégradation montrent que la demi-vie de biodégradation de l'isophorone (6,5 jours en présumant une cinétique de dégradation du premier ordre) est bien inférieure à 182 jours dans l'eau.

Si l'on applique un rapport d'extrapolation de 1:1 pour obtenir une demi-vie de biodégradation eau:sol (Boethling et al., 1995), ainsi que la demi-vie de 6,5 jours dans l'eau estimée à partir des résultats de l'essai de biodégradation rapide après 28 jours, on obtient une demi-vie de biodégradation ultime dans le sol également inférieure ou égale à 182 jours. En utilisant un rapport d'extrapolation de 1:4 pour obtenir une demi-vie de biodégradation eau:sédiments (Boethling et al., 1995), on obtient une demi-vie dans les sédiments inférieure ou égale à 365 jours. Ces résultats montrent que l'isophorone ne devrait pas être persistante dans le sol et les sédiments.

D'après les données modélisées, l'isophorone ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments (demi-vie dans l'air = 2 jours; demi-vies dans le sol et dans l'eau = 182 jours et demi-vie dans les sédiments = 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

La faible valeur expérimentale de log K_oe (1,67) pour l'isophorone laisse croire que cette substance chimique a un faible potentiel de bioaccumulation dans le biote (voir le tableau 2 qui précède).

Le tableau 5a présente deux valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (FBC) pour le poisson.Aucune autre donnée expérimentale sur la bioaccumulation n'a été recensée.

Tableau 5a. Données empiriques sur la bioaccumulation de l'isophorone

Vu le peu de données disponibles sur la bioaccumulation (FBA) de l'isophorone, une méthode prévisionnelle a été appliquée en utilisant les modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration illustrés au tableau 5b qui suit.

Tableau 5b : Données modélisées sur la bioaccumulation de l'isophorone

Selon le modèle modifié du FBA de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez le poisson (en tenant compte de la dégradation métabolique), le facteur de bioaccumulation a été estimé à 2,05 L/kg, ce qui signifie que l'isophorone ne présente pas un potentiel de bioconcentration dans le poisson, ni de bioamplification dans les réseaux trophiques. Les résultats des calculs obtenus avec le modèle de facteur de bioconcentration fournissent une preuve additionnelle du faible potentiel de bioconcentration de cette substance.

D'après les valeurs empiriques disponibles et les valeurs obtenues par modélisation cinétique, l'isophorone ne satisfait pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBA > 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Des prévisions modélisées et des données expérimentales indiquent que l'isophorone ne présente qu'un potentiel de toxicité de faible à modéré pour les organismes aquatiques, après une exposition à court terme (aiguë). Bien que des calculs modélisés aient été faits pour estimer la toxicité de cette substance pour les organismes aquatiques, ces calculs n'ont pas été inclus en raison des nombreuses données expérimentales qui étaient disponibles (voir le tableau 6 qui suit). Les valeurs modélisées [qui varient de 36 mg/L (CL₅₀ aiguë pour le poisson) à 798 mg/L (CE₅₀ aiguë pour le cladocère)] sont, dans une certaine mesure, en accord avec les données expérimentales.

Tableau 6. Données empiriques sur la toxicité pour les organismes aquatiques

Un éventail de valeurs de toxicité aiguë pour les organismes aquatiques ont été obtenues des diverses études expérimentales recensées. Ces résultats indiquent que la substance n'est pas très dangereuse pour les organismes aquatiques (CL/CE₅₀ aiguë > 1,0 mg/L).

Les effets de l'isophorone sur quatre cultures (coton, soya, maïs et blé) ont aussi été étudiés (Krenek et King, 1987). De l'isophorone non diluée a été pulvérisée à raison de 3,27 mL/m². Bien que quelques dommages aux feuilles aient été observés quelques heures après l'application, tous les végétaux ont présenté des signes de rétablissement après 56 heures.

Aucune donnée de surveillance récente sur les concentrations d'isophorone dans les plans d'eau de surface au Canada n'a été trouvée, bien qu'il existe quelques données historiques limitées de surveillance, notamment la concentration de 69 ng/L mesurée dans le fleuve Saint-Laurent en 1987 (Germain et Langlois, 1988). Aucune donnée de surveillance n'a été recensée sur la présence d'isophorone dans l'air ou les sédiments au Canada. En 1992, des quantités « trace » (non quantifiées) d'isophorone ont été détectées dans 30 échantillons de sols agricoles qui avaient été amendés avec des boues provenant de la station d'épuration de Hamilton (Webber, 1994). Selon des données de surveillance d'autres pays (États-Unis), la plus forte concentration d'isophorone (10 µg/L) a été détectée dans des eaux de ruissellement urbaines à Washington, DC (OCDE, 2003).

À la lumière des renseignements obtenus en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), il se produit au Canada des rejets d'isophorone dans l'air extérieur (Canada, 2008). Ces émissions de sources ponctuelles se produisent aux installations industrielles qui utilisent l'isophorone comme solvant. Cependant, comme l'isophorone a une demi-vie dans l'air de 0,13 à 0,15 jour, cette substance n'est pas considérée comme persistante dans ce milieu. Il est donc peu probable que les émissions atmosphériques d'isophorone aient des effets nocifs.

Eu égard aux usages actuels de l'isophorone, des rejets dans l'eau sont également possibles. On a donc utilisé l'outil d'exposition générique industriel – Milieu aquatique d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2007b) pour obtenir des estimations prudentes de l'exposition locale à proximité d'une source industrielle susceptible de causer des rejets dans l'eau. Le scénario spécifique du site est basé sur la plus grande quantité utilisée dans une même installation industrielle; il suppose le rejet de fractions prudentes dans l'eau, leur élimination à la station d'épuration des eaux usées, puis leur rejet dans un milieu récepteur relativement petit, ce qui donne une concentration environnementale estimée (CEE) de 0,15 mg/L. Pour plus de renseignements sur les données d'entrée utilisées pour arriver à cette estimation et les données de sortie du modèle, voir Canada (2008a).

Une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) a été calculée à partir de la moyenne géométrique des plus faibles valeurs empiriques de toxicité (CSEO et CMEO) relevées. Les valeurs de toxicité critique qui ont été utilisées aux fins de cette évaluation sont les valeurs empiriques de la concentration sans effet observé (CSEO) après 35 jours (11 mg/L) et de la concentration minimale avec effet observé (CMEO) (19 mg/L), liées à l'évaluation de la toxicité chronique chez la tête-de-boule. La moyenne géométrique est de 14,5 mg/L. Un facteur d'application de 10 a été utilisé pour tenir compte des incertitudes dues à l'extrapolation des données – du laboratoire aux conditions sur le terrain – ainsi que des variations de sensibilité intraspécifiques et interspécifiques, ce qui donne une concentration estimée sans effet (CESE) de 1,45 mg/L.

Le quotient de risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) prudent qui a été obtenu pour un scénario industriel (0,1) indique qu'il est peu probable que les valeurs d'exposition causent des effets nocifs chez les organismes aquatiques.

La démarche suivie pour cette évaluation préalable a consisté à examiner divers renseignements scientifiques et techniques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence, conformément à la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte incluent les résultats du calcul d'un quotient de risque prudent et les renseignements sur la persistance, la bioaccumulation et la toxicité de l'isophorone, ses sources et son devenir dans l'environnement.

On ne s'attend pas à ce que l'isophorone soit persistante dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments, et cette substance devrait présenter un faible potentiel de bioaccumulation. Cependant, compte tenu des volumes élevés d'isophorone qui sont importés au Canada et des utilisations de cette substance, il est possible que l'isophorone soit largement répandue dans l'environnement au Canada. Dans l'environnement, cette substance se retrouvera principalement dans l'air et dans l'eau. Il a en outre été démontré que le potentiel de toxicité de l'isophorone pour les organismes aquatiques est de faible à modéré. En utilisant une analyse fondée sur le quotient du risque, intégrant les estimations prudentes de l'exposition aux données sur la toxicité pour les organismes aquatiques, on a obtenu un quotient du risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) de 0,1. Il est donc peu probable que cette substance ait des effets nocifs chez les organismes aquatiques.

Ces renseignements indiquent qu'il est peu probable que l'isophorone cause des dommages écologiques au Canada.

Il convient de noter que l'on est parvenu à cette conclusion, même en utilisant des hypothèses prudentes pour tenir compte des incertitudes relevées durant l'évaluation. L'incertitude vient de l'absence de données empiriques sur les concentrations dans l'environnement au Canada; cette incertitude a été prise en compte en estimant la concentration dans l'eau à l'aide d'un modèle d'exposition basé sur la limite supérieure. En ce qui a trait à l'écotoxicité, même si les données disponibles sur les effets ne permettent pas d'évaluer adéquatement l'importance potentielle du sol comme milieu d'exposition, on ne s'attend à ce que l'exposition dans ce milieu soit significative.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux environnementaux et aliments

L'annexe 1a présente les valeurs estimées de la limite supérieure de l'apport d'isophorone provenant des différents milieux environnementaux et des aliments, pour chaque groupe d'âge de la population générale du Canada. Ces valeurs estimées varient de 0,03 µg/kg­p.c. par jour (bébés de 0 à 6 mois [non allaités]) à 0,84 µg/kg­p.c. par jour (les 20 à 59 ans). Pour la majorité des groupes d'âge, les aliments et les boissons ont été estimés et seront les principales sources d'exposition à l'isophorone; il s'agit toutefois de très faibles niveaux d'exposition si l'on se fie aux données non canadiennes sur la présence d’isophorone dans les aliments (y compris les boissons).

Une analyse documentaire n'a révélé aucune étude sur les niveaux d'isophorone dans l'air ambiant au Canada. Les niveaux d'isophorone dans l'air ambiant ont toutefois été évalués, sans être détectés (limite de détection non précisée), dans la cadre d'une étude américaine menée de 1967 à 1992, pour mesurer 189 polluants atmosphériques dangereux (Kelly, 1994). Une étude menée en 1984 dans un site industriel contaminé a révélé la présence d'isophorone dans les eaux usées, mais non dans l'espace de tête au-dessus des eaux usées, ni dans les échantillons d'air ambiant prélevés dans des zones urbaines et rurales situées à proximité (Hawthorne et Sleevers, 1984). La courte demi-vie (0,13 jour) de cette substance pourrait expliquer l'absence de données de surveillance atmosphériques (ATSDR, 1989).

En l'absence de données expérimentales, la concentration d'isophorone dans l'air extérieur (7,63 × 10^-5 µg/m³) a été estimée à l'aide d'un logiciel de modélisation de l'exposition (ChemCAN, 2003), en fonction des rejets d'isophorone dans l'atmosphère de 6 537 kg en 2006 (Environnement Canada, 2008b). Cette estimation modélisée a servi à estimer la limite supérieure de l'exposition provenant de l'air ambiant.

Une étude canadienne fait mention des niveaux d'isophorone mesurés dans l'air intérieur (Otson, 1986). Dans le cadre de cette étude, des échantillons ont été prélevés dans dix maisons de Montréal (Québec), durant l'automne et l'hiver 1983-1984. Selon les habitudes de leurs occupants, ces habitations ont été qualifiées de maisons de fumeurs ou de non-fumeurs. L'isophorone n'a été détectée dans aucun échantillon prélevé de ces maisons. La limite de détection (5 ng/m³) choisie pour cette étude a donc été utilisée comme valeur prudente pour estimer la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone provenant de l'air antérieur. Aucune autre étude canadienne ou américaine n'a été recensée.

Selon les rapports trimestriels de la Ville de Toronto (Ontario) pour la période allant de janvier 2001 à septembre 2003, l'isophorone n'a été détectée dans aucun échantillon d'eau potable (51 échantillons), à une limite de détection de 0,3 µg/L (Ville de Toronto, 2001-2003). À la Nouvelle-Orléans (LA), des taux d'isophorone variant de 1,5 à 2,9 µg/L ont été mesurés dans l'eau potable en 1978 (US EPA, 1978).

La limite de détection de 0,3 µg/L, citée dans les rapports de Toronto, a été utilisée pour estimer la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone dans l'eau potable, car il s'agissait d'une étude récente menée au Canada (Ville de Toronto, 2001-2003).

En 1992, la teneur en divers composés organiques industriels – dont l'isophorone – a été analysée dans 30 échantillons de sols agricoles sur lesquels avaient été épandues des boues de la station d'épuration de Hamilton (Ontario). Des quantités « trace », mais non quantifiées, ont été décelées dans un seul échantillon (limite de détection de 0,09 mg/kg [poids sec]) (Webber, 1994).

En l'absence de données plus récentes sur les sols, la limite de détection de 0,09 mg/kg (poids sec) de l'étude de Webber (1994) a été utilisée pour estimer la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone provenant du sol.

Des études sur les boues municipales et les composts de boues, réalisées dans l'ensemble du Canada de 1993 à 1996, ne font mention d'aucune incidence d'isophorone. Cent deux échantillons ont été analysés dans le cadre de ces études, en fonction d'une limite de détection maximale de 7,0 mg/kg de poids sec (Webber, 1995; WTI, 1996). Aucune autre donnée plus récente n'a été recensée au Canada.

Aux États-Unis, une concentration de 489 µg/kg d'isophorone a été mesurée dans les cendres volantes du dépoussiéreur électrique d'une centrale thermique alimentée au charbon. L'isophorone n'a cependant pas été détectée (limite de détection non précisée) dans les cendres volantes produites par l'épurateur par voie humide de la même installation (Harrison, 1985).

Aucune étude signalant la présence d'isophorone dans des aliments au Canada n'a été recensée. Cependant, une étude menée au Japon sur des aliments achetés dans un marché alimentaire du Japon (Kataoka, 2007). Les auteurs de cette étude rapportent que l'isophorone a été détectée dans certains aliments emballés, dans des concentrations variant de 2 × 10^-5 à 13 × 10^-3 µg/g, mais non dans les légumes frais (limite de détection de 5 × 10^-7 µg/g).

Aux États-Unis, huit espèces de poissons ont été recueillies d'estuaires du lac Michigan que l'on savait contaminés par des sources commerciales. Les échantillons prélevés en 1983 avaient une concentration moyenne en isophorone de 1,17 mg/kg (poids humide). La concentration maximale d'isophorone a été établie à 3,61 mg/kg (poids humide), sur la base de 14 échantillons composites constitués de 140 poissons (Camanzo, 1987).

En Europe, l'isophorone a été détectée dans le safran, dans des concentrations atteignant jusqu'à 254 µg/g (poids sec), ainsi que dans le miel à des taux variant de 0,05 à 1,45 µg/g (concentration moyenne de 0,36 µg/g) (Guyot, 1999; Lechtenberg, 2008).

En l'absence de données canadiennes actuelles, les renseignements sur la présence de l’isophorone dans les aliments, provenant des études non-canadiennes ci-dessus (Camanzo, 1987; Guyot, 1999; Kataoka, 2007 et Lechtenberg, 2008). sont inclus dans les calculs estimant la limite supérieure d’exposition due aux aliments. Pour la plupart des groupes d’aliments, l’ingestion d’isophorone provenant de chaque groupe a été estimée basée sur la plus forte concentration d’isophorone décelé dans l’aliment et qui pourrait raisonnablement être attribuée à ce groupe. Pour les catégories d’aliments dans lesquelles l’isophorone n’a pas été identifié, la limite d’analyse utilisée pour la detection a été utilisée comme la concentration en isophorone de cette catégorie d’aliments. L’annexe 1b  contient des aliments pour lesquels la concentration en isophorone a été mesurée :  

À la lumière des renseignements obtenus des analyses effectuées en vertu de l'article 71, l'isophorone pourrait être présente dans des emballages alimentaires (Environnement Canada, 2008). L'isophorone pourrait notamment être utilisée comme agent technologique entrant dans la fabrication de certains revêtements ou enduits pour canettes de boissons pour adultes et boîtes métalliques à épices (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée). L’isophorone n’est pas communément utilisé comme solvant dans le revêtement des canettes pour nourritures. Si cela devrait être utilisé, on ne devrait pas s'attendre à ce que l'isophorone persiste dans les revêtements adéquatement séchés et durcis, on a estimé que la dose journalière probable (DJP) d'isophorone, provenant des canettes de boissons pour adultes susceptibles de présenter un niveau résiduel d'isophorone, était de 3,6 × 10^­3 µg/kg­p.c./jour (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée). La DJP d'isophorone provenant des canettes de jus et de boissons gazeuses consommées par les Canadiens plus jeunes a aussi été calculée, mais cette valeur était nettement moindre que celle calculée à partir du scénario basé sur des adultes et des canettes de boissons pour adultes. La valeur estimée de la dose journalière probable d'isophorone provenant des canettes de boissons pour adultes était malgré tout très faible et le taux de pénétration sur le marché des canettes dont le revêtement contient de l'isophorone n'a pu être confirmé. En conséquence, la dose journalière probable extrêmement faible provenant des canettes de boissons pour adultes a été exclue du tableau sur l'ingestion d'isophorone, présenté à l'annexe 1a. De même, il n'a pas été jugé nécessaire d'inclure une dose journalière probable pour les boîtes métalliques à épices, car on ne s'attend pas à une migration importante de cette substance dans les aliments secs (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; source non citée).

On ignore dans quelle mesure l'évaluation de l'exposition dans ce rapport reflète la présence d'isophorone – si tant est que cette substance soit présente – due à son utilisation comme arôme dans les aliments vendus au Canada. La plupart des données sur la concentration d'isophorone dans les aliments proviennent de l'étude japonaise (Kataoka et al., 2007); or la source d'isophorone décelée dans les aliments n'a pas été précisée de façon concluante dans l'article citant les résultats de cette étude.

Même si la plupart des arômes, y compris l'isophorone, ne sont pas assujettis aux dispositions du Règlement sur les aliments et drogues qui portent sur l'ajout dans les aliments, cet usage doit néanmoins être conforme aux normes relatives à l'identité et à la composition des aliments de ce Règlement, ainsi qu'à l'article 4 de la Loi sur les aliments et drogues. Des usages « habituels » d'isophorone, dans des concentrations variant de 0,50 à 16,80 ppm (parties par million), ont été rapportés (FEMA, 1994), mais on ignore si ces usages reflètent la situation au Canada (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada; source non citée).

L'isophorone est principalement utilisée comme substance industrielle (ATSDR, 1989; Kelly, 1994) et, selon les renseignements obtenus en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), les rejets de cette substance dans l'environnement se limitent à l'atmosphère (Environnement Canada, 2008). Or la courte demi-vie de l'isophorone dans l'atmosphère (< 5 heures) et les données sur l'eau potable au Canada laissent croire que l'exposition à cette substance dans l'environnement est minime pour la population générale du Canada (ATSDR, 1989; Ville de Toronto, 2001-2003).

Produits de consommation

D'après les déclarations faites en conformité de l'article 71, l'isophorone est principalement utilisée au Canada pour la fabrication de peintures industrielles et de revêtements (Environnement Canada, 2008) et cette substance n'entre pas dans la composition des peintures ou revêtements de consommation (communication personnelle d'Environnement Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada). Une fois séchée et durcie, l'isophorone résiduelle qui persiste dans les surfaces durcies est présente en des concentrations extrêmement faibles, qui ne sont pas considérées comme dangereuses pour les consommateurs.

Au Canada, l'emploi de l'isophorone dans les produits cosmétiques est interdit (Santé Canada, 2007). Au Danemark où l'usage de l'isophorone dans les produits cosmétiques a été rapporté, les concentrations d'isophorone n'ont pas été jugées préoccupantes (Svendsen, 2005).

On ne s'attend pas à ce que l'isophorone soit présente en quantités significatives dans les produits industriels finis. Au Canada, l'emploi de l'isophorone est limité et les concentrations résiduelles en dehors des milieux industriels devraient être très faibles.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 2 présente un résumé des renseignements sur les effets de l'isophorone sur la santé.

La Commission européenne a classé l'isophorone dans la catégorie 3 sur le plan de la cancérogénicité (substances préoccupantes pour l'homme en raison d'effets cancérogènes possibles) avec la mention de risque 40 (preuve insuffisante des effets cancérogènes), sur la base des données limitées sur la cancérogénicité de cette substance, obtenues dans le cadre d'études sur des animaux (ESIS, 2009; Commission européenne, 1998a, b). L'Environmental Protection Agency des États-Unis (US EPA) a classé l'isophorone parmi les cancérogènes de catégorie C (cancérogènes possibles pour les humains), se basant sur l'absence de données chez les humains et sur les preuves limitées de cancérogénicité chez des animaux de laboratoire (US EPA, 2008).

La cancérogénicité de l'isophorone a été évaluée dans le cadre d'une étude de deux ans sur des rats et des souris des deux sexes, exposés par voie orale (gavage) à des doses de 0, 250 et 500 mg/kg­p.c. par jour. Des preuves de la cancérogénicité de l'isophorone ont été rapportées chez les rats Fischer 344 mâles, chez qui on a observé une hausse statistiquement significative d'adénomes et d'adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux (combinés) à des doses de 250 et 500 mg/kg­p.c. par jour et de carcinomes des glandes préputiales à la plus forte dose. Chez les souris B6C3F1 mâles, une hausse statistiquement significative de l'incidence d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires (combinés) et de tumeurs mésenchymateuses (fibromes, sarcomes, fibrosarcomes et neurofibrosarcomes combinés) du système tégumentaire a été rapportée à 500 mg/kg­p.c. par jour. L'incidence accrue de lymphomes ou de leucémies n'a été observée que chez les souris mâles exposées à la faible dose. Aucune preuve de cancérogénicité n'a été relevée chez les rats ou les souris femelles (NTP, 1986). Aucun essai biologique sur la cancérogénicité par inhalation, ni aucune étude épidémiologique chez les humains, n'ont été recensés.

Aucun effet génotoxique associé à l'isophorone n'a été rapporté dans les études in vivo ainsi que dans la majorité des essais in vitro sur les cellules de mammifères et des bactéries. Les essais in vivo sur les altérations chromosomiques, la fixation d'ADN dans le foie et les reins et les mutations létales récessives liées au sexe ont tous été négatifs (Hossack et al., 1978a; Microbiological Associates. 1984a; O'Donoghue et al., 1988; Thier et al. 1990; Foureman et al., 1994). Les essais in vitro réalisés sur des cellules de mammifères pour évaluer la mutagénicité, les aberrations chromosomiques et les dommages à l'ADN ou la réparation de l'ADN ont été essentiellement négatifs (Microbiological Associates, 1984b, c; NTP, 1986; O'Donoghue et al., 1988; Gulati et al., 1989; Honma et al., 1999a). Les tests de mutagénicité d'Ames chez Salmonella typhimurium, avec et sans activation métabolique, ont été négatifs (Hossack et al., 1978b; Mortelmans et al. 1986; NTP, 1986; Huels, 1988a). Plusieurs résultats positifs ont toutefois été obtenus dans les essais in vitro sur des cellules de mammifères, mais seulement à des concentrations cytotoxiques ou dans des études non normalisées (NTP, 1986; Tennant et al., 1987; McGregor et al., 1987; Gulati et al., 1989; Matsuoka et al., 1996; Ono et al., 1991; Selden et al., 1994; Honma et al., 1999a, b; Yasunaga et al., 2004). Le poids de la preuve de toutes les données de génotoxicité, en particulier les résultats négatifs des essais in vivo, indique que l'isophorone n'est pas génotoxique et laisse croire que cette substance ne réagit pas avec l'ADN. L'OCDE, le PISSC et l'US EPA ont conclu que l'isophorone n'est pas mutagène (OCDE, 2003; PISSC, 1995a; US EPA, 2006b).

Le mécanisme d'action mis en cause dans l'induction de tumeurs rénales par l'isophorone chez les rats mâles fait intervenir l'alpha-2µ-globuline (Strasser et al., 1988; ATSDR, 1989; Tennant, 1993; Short, 1993; PISSC, 1995a; OCDE, 2003; Lock et Hard, 2004; US EPA, 2008). Aucune quantité significative d'alpha-2µ-globuline n'a toutefois été détectée dans le plasma ou l'urine des rats femelles ou des souris et humains des deux sexes (Swenberg et al., 1989). Chez les rats mâles, les substances chimiques qui induisent une néphropathie par l'alpha­2µ­globuline se lient à cette protéine dans le foie et forment des conjugués difficilement hydrolysables qui provoquent la formation de gouttelettes hyalines qui s'accumulent dans les tubules, ce qui cause une réaction néphrotoxique et un accroissement soutenu du renouvellement cellulaire (Swenberg et al., 1989; Swenberg et al., 1992). L'isophorone et les métabolites prévus – l'isophorol et la dihydro-isophorone – se lient à l'alpha­2µ­globuline in vivo, causant une accumulation accrue de gouttelettes hyalines dans les cellules des tubules rénaux (Strasser et al., Saito et al., 1992). L'administration d'isophorone a induit la formation de tumeurs dans les tubules rénaux uniquement chez les rats mâles, et non chez les rats femelles ou les souris de l'un ou l'autre sexe (NTP, 1986). Selon un examen et une analyse détaillés réalisés par l'US EPA, les tumeurs rénales induites par l'isophorone chez les rats mâles satisfaisaient aux critères associant la formation de tumeurs rénales à l'alpha­2µ­globuline (US EPA, 1991a, b; US EPA, 2008). En conséquence, l'augmentation de l'incidence des tumeurs dans les tubules rénaux, qui a été observée chez les rats mâles après l'administration d'isophorone, a été causée par l'accumulation d'alpha­2µ­globuline et était spécifique du sexe et de l'espèce; il est donc peu probable que ce résultat s'applique à l'humain (Strasser et al., 1988; ATSDR, 1989; Tennant, 1993; PISSC, 1995a; OCDE, 2003; US EPA, 2008).

Il a été impossible de déterminer l'importance de l'augmentation apparente de l'incidence de tumeurs de la glande préputiale, qui a été observée uniquement chez les rats mâles exposés à la dose élevée (500 mg/kg­p.c. par jour). En effet, comme l'examen histopathologique de la glande n'a été fait qu'en présence de lésions macroscopiques, il a été impossible de déterminer avec précision l'incidence véritable de tous les types de lésions prolifératives du prépuce chez les témoins historiques ou simultanés (NTP, 1986). Comme des taux élevés d'alpha­2µ­globuline sont présents dans la glande préputiale des rats mâles et femelles (Murthy et al., 1987), les tumeurs de la glande préputiale induites par l'isophorone chez les rats mâles pourraient aussi être associées à une accumulation d'alpha­2µ­globuline (PISSC, 1995a, b).

En ce qui a trait aux tumeurs hépatiques, seules les souris mâles exposées à la dose élevée ont présenté une incidence accrue d'adénomes et de carcinomes combinés. Aucune preuve d'une incidence accrue de tumeurs hépatiques chez les souris femelles ou chez les rats mâles ou femelles n'a été relevée (NTP, 1986). L'incidence accrue de tumeurs mésenchymateuses du système tégumentaire n'a été rapportée que chez les rats mâles exposés à la dose élevée, et la faible hausse de l'incidence de lymphomes ou de leucémies n'a été observée que chez les souris mâles exposées à la faible dose, sans preuve de relation dose­effet. Le taux élevé de mortalité chez les souris mâles rend l'évaluation des résultats difficile. De plus, même si les tumeurs hépatiques et mésenchymateuses peuvent être associées au traitement, aucune preuve manifeste ne permet d'associer les lymphomes ou les leucémies chez les souris mâles au traitement. Des données montrent que l'isophorone ne se fixe pas à l'ADN in vivo (Thier et al., 1990), ce qui laisse croire que l'isophorone pourrait exercer ses effets toxiques par un mécanisme autre que l'interaction directe avec l'ADN (Topping et al., 2001). Qui plus est, l'US EPA a qualifié d'« ambigus » les résultats des essais de cancérogénicité chez les souris mâles (US EPA, 2008).

Dans le cadre d'une étude de quatre semaines sur des rats mâles et femelles, la plus faible concentration minimale avec effet observé (CMEO) par inhalation chez les animaux de laboratoire a été établie à 208 mg/m³ (36 ppm), cette valeur étant basée sur la réduction de croissance et le poids du foie chez les rats mâles, ainsi que sur les effets hématologiques (augmentation des lymphocytes et diminution des neutrophiles) observés chez les rats des deux sexes (Exxon, 1968). Dans une étude par inhalation sur la toxicité subchronique, une hausse de la mortalité a été signalée chez les rats exposés à 2 873 mg/m³ d'isophorone pendant quatre à six mois (seul niveau d'exposition évalué) (Dutertre-Catella, 1976). Une étude sur la toxicité chronique par inhalation a révélé une microvacuolisation du foie chez des rats et des lapins qui avaient été exposés pendant 18 mois à 1 436 mg/m³ d'isophorone (un seul niveau d'exposition évalué) (Dutertre-Catella, 1976).

Chez les humains, des employés exposés pendant un mois à des concentrations d'isophorone variant de 28 à 45 mg/m³ (5 à 8 ppm) se sont plaints de fatigue et de malaises à des concentrations d'à peine 28 mg/m³ (5 ppm); ces plaintes ont cessé lorsque les concentrations d'isophorone ont été abaissées entre 6 et 22 mg/m³ (l à 4 ppm) (Ware, 1973). L'étude n'a toutefois fourni aucun autre renseignement, notamment quant aux conditions d'exposition des employés et aux co­expositions possibles.

La dose minimale avec effet observé (DMEO), durant une exposition chronique par voie orale, a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour, sur la base de la hausse statistiquement significative de l'incidence de néphropathies chez des rats femelles et de l'incidence accrue de nécrose hépatique de coagulation et d'hépatocytomégalie chez les souris mâles durant une étude sur deux ans (NTP, 1986). À 1 000 mg/kg­p.c. par jour, une diminution de la prise de poids chez les rats mâles et une augmentation de la mortalité chez les souris femelles ont été observées dans une étude sur la toxicité subchronique (90 jours) (NTP, 1986). En revanche, dans une autre étude sur la toxicité subchronique, aucun effet pertinent sur le plan toxicologique n'a été observé à des doses atteignant jusqu'à 150 mg/kg-p.c. par jour (si ce n'est une faible incidence intermittente de selles molles à 75 et 150 mg/kg-p.c. par jour); cette dose est la plus élevée qui a été administrée à des chiens beagles pendant 90 jours (Rohm & Haas Co., 1972). Durant l'exposition pendant 16 jours, la dose minimale avec effet observé a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour d'après la réduction de la prise de poids corporel chez les souris femelles. Durant la même étude, des signes d'atonie et de léthargie chez des rats et une démarche titubante chez des souris ont été signalés après une exposition à 1 000 mg/kg­p.c. par jour (NTP, 1986).

En ce qui a trait à l'exposition par voie cutanée, la dose minimale avec effet observé a été établie à 658 mg/kg-p.c. par jour, sur la base de l'érythème et des lésions cutanées croûteuses relevées dans la seule étude sur l'exposition cutanée par doses répétées, au cours de laquelle l'isophorone a été appliquée quotidiennement pendant huit semaines sur la peau rasée et écorchée (recouverte) des rats (Dutertre-Catella, 1976). Aucune autre étude sur l'exposition cutanée par doses répétées n'a été recensée.

Les effets sur le développement consécutifs à l'exposition à l'isophorone n'ont été observés qu'à des doses excédant les concentrations associées à des effets toxiques chez la mère. Des signes de toxicité pour la mère ont été rapportés à une concentration de 664 mg/m³ (115 ppm), mais aucun effet sur le développement n'a été signalé à ce niveau d'exposition (Exxon, 1984a). Une tératogénicité (exencéphalie) a été observée à une dose de 866 mg/m³ (150 ppm) chez quelques fœtus de souris et de rats durant l'étude pilote (Exxon, 1984b). Cette dose était toutefois supérieure à la concentration ayant causé des effets toxiques chez la mère durant l'étude principale (Exxon, 1984a). En conséquence, l'isophorone ne semble pas être une substance toxique pour le développement.

L'isophorone n'a pas eu d'effets sur la taille de la portée, ni n'a été associée à la manifestation d'anomalies chez les ratons dans le cadre d'une étude limitée portant sur une génération de rats Wistar exposés par inhalation à 2 873 mg/m³ (500 ppm) d'isophorone (Dutertre-Catella, 1976). Il convient toutefois de noter qu'une seule concentration a été utilisée dans cette étude, que le groupe était de petite taille et qu'aucune information n'a été fournie quant au succès de la reproduction. Aucune autre étude sur la toxicité pour la reproduction n'a été recensée. Dans le cadre d'études de 90 jours sur l'exposition par voie orale, les examens histopathologiques n'ont révélé aucun changement dans les organes reproducteurs des chiens beagles exposés à des doses atteignant jusqu'à 150 mg/kg­p.c. par jour (Rohm & Haas Co., 1972) ou des rats exposés à des doses maximales de 1 000 mg/kg­p.c. par jour (NTP, 1986). De façon générale, il ne semble pas que l'isophorone soit une substance toxique pour la reproduction.

Des effets irritants dus à l'isophorone ont été observés chez les humains et les animaux. Dans deux études menées auprès de six et douze sujets volontaires, une irritation de la gorge a été rapportée à des concentrations supérieures à 199 mg/m³ (Esso, 1965a), et des irritations oculaire et nasale ont été observées à des concentrations supérieures à 230 mg/m³, après une exposition aiguë (Smyth et Seaton, 1940). Dans une autre étude menée auprès de douze sujets volontaires exposés à des vapeurs d'isophorone pendant 15 minutes, une irritation des yeux, du nez et de la gorge a été rapportée à 144 mg/m³ (Silverman et al., 1946). Les résultats des essais biologiques réalisés sur des animaux pour évaluer les effets irritants de l'isophorone sont compatibles avec les observations chez les humains. Chez le lapin, l'isophorone a eu des effets irritants pour les yeux à une dose non diluée de 0,1 mL (40 mg/kg­p.c.) et sur la peau à une dose non diluée de 0,5 mL (200 mg/kg­p.c.) (Esso, 1964; Dutertre-Catella, 1976; Truhaut et al., 1972).

À l'échelle internationale, l'isophorone a été classée comme une substance irritante pour les yeux et le système respiratoire par la Commission européenne (Commission européenne, 2008).

Des études toxicocinétiques limitées laissent croire à une bonne absorption et à une distribution rapide de l'isophorone chez le rat et le lapin, après son administration par voie orale et par inhalation (Dutertre-Catella, 1976). Les effets systémiques relevés dans les études sur la toxicité aiguë indiquent une absorption après une exposition par voie cutanée (Günzel et Richter, 1968b). La méthyloxydation, la glucuronidation et l'hydrogénation semblent être les principales voies de transformation de l'isophorone (Truhaut et al., 1970; Dutertre-Catella et al., 1978). L'isophorone présente un très faible potentiel de bioaccumulation, 80 % de l'isophorone administrée par voie orale ayant été excrétée par les rats en moins de 96 heures (Their, 1991).

On considère que le niveau de confiance à l'égard de l'ensemble des données sur la toxicité va de modéré à élevé. On possède des données sur la toxicité aiguë, la toxicité par exposition à des doses répétées, la toxicité chronique, la cancérogénicité et la toxicité génétique. Les données sont en revanche limitées sur la toxicité après une exposition prolongée par inhalation, ainsi que sur la toxicité pour la reproduction et le développement. De plus, une seule étude sur la toxicité chronique par voie orale a été recensée, et celle-ci n'a porté que sur deux doses, outre la dose témoin. Enfin, la seule étude sur la toxicité subchronique ou chronique par inhalation a porté sur une concentration très élevée d'isophorone et sur des groupes de petite taille.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

L'évaluation des effets de l'isophorone sur la santé a tenu compte de la cancérogénicité de cette substance, car celle-ci a été classée comme une substance cancérogène par certains organismes internationaux (c.­à­d. Commission européenne et US EPA) mais non par d'autres (c.­à­d. le CIRC). Ces classifications ont été basées sur les résultats de deux essais biologiques de qualité suffisante ayant porté sur des animaux, aucune étude épidémiologique suffisante n'ayant été recensée. Des études types de deux ans sur la cancérogénicité chez le rat et la souris ont révélé une incidence en apparence accrue de tumeurs à de multiples endroits (rein, glande préputiale, foie et peau) (NTP, 1986). L'induction de tumeurs rénales après l'administration d'isophorone a été causée par l'accumulation d'alpha­2µ­globuline, un mode d'action qui ne s'applique pas aux humains (US EPA, 1991a; OCDE, 2003; PISSC, 1995a; US EPA, 2008). Selon les renseignements disponibles sur la génotoxicité et les conclusions d'autres organismes, il est peu probable que l'isophorone soit génotoxique. Par conséquent, même si le mode d'induction des tumeurs n'a pas été parfaitement élucidé, on ne considère pas que les tumeurs observées chez les rongeurs soient le résultat d'une interaction directe avec le matériel génétique. Une démarche basée sur des niveaux seuils est donc utilisée pour évaluer les risques pour la santé humaine.

Dans le cas des expositions par voie orale, la plus faible dose minimale avec effet observé déclarée a été établie à 250 mg/kg­p.c. par jour, sur la base des effets non néoplasiques observés après une exposition chronique (néphropathie chez les rats femelles; nécrose du foie et hépatocytomégalie chez des souris mâles) dans le cadre d'une étude de deux ans sur la toxicologie et la cancérogénicité. La hausse potentielle de l'incidence de tumeurs dans cette étude associée à la substance chimique n'a été observée qu'aux doses plus élevées (NTP, 1986).

Lorsqu'on compare la dose avec effet critique (250 mg/kg-p.c. par jour) pour l'exposition par voie orale par doses répétées, à la valeur estimée de la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone imputable aux sources environnementales dans le groupe le plus exposé (les 20 à 59 ans) au Canada (0,84 µg/kg­p.c. par jour), on obtient une marge d'exposition d'environ 298 000. Si l'on tient compte des estimations de l'exposition raisonnables basées sur le pire de scénarios, on considère que la marge d'exposition assure une protection suffisante de la santé humaine en ce qui a trait aux effets cancérogènes et non cancérogènes.

L'ingestion par voie orale, de la nourriture et de l’eau potable a été identifiée comme la voie d'exposition la plus préoccupante à l’isophorone pour la population canadienne en générale. L’exposition due aux autres sources n’est par pour autant significatif selon l'annexe 1a

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente évaluation préalable ne tient pas compte de la variabilité possible entre humains, ni ne tient compte des différences entre les humains et les animaux de laboratoire quant à leur sensibilité aux effets possibles de l'isophorone. On ne possède pas suffisamment d'information pour évaluer l'incidence des tumeurs de la glande préputiale chez le rat, car ni les données historiques ni l'étude recensée n'indiquent l'incidence réelle de tumeurs (NTP, 1986). Aucune tumeur de la glande préputiale n'a été observée chez la souris, ce qui laisse croire que ce type de tumeurs pourrait être spécifique de l'espèce; on ignore également ce que signifie, pour l'humain, la manifestation de tumeurs de la glande préputiale chez le rat. L'étude disponible sur la manifestation de tumeurs hépatiques chez la souris présente des résultats ambigus. Malgré le caractère limité des données sur la cancérogénicité, les résultats fortement et régulièrement négatifs des études sur la génotoxicité in vivo laissent croire que l'isophorone n'est pas mutagène.

L'absence de données canadiennes récentes sur les niveaux d'isophorone dans les différents milieux environnementaux et les aliments crée une source d'incertitude au sujet des valeurs estimées de la limite supérieure de l'exposition dans plusieurs milieux pour la population générale du Canada. La grande marge d'exposition entre le niveau avec effet critique et la valeur maximale estimée de l'ingestion d'isophorone permet toutefois d'atténuer l'inquiétude suscitée par cette incertitude. On est donc fortement confiant que les valeurs estimées de l'exposition dans plusieurs média assurent une protection adéquate de la population générale du Canada, car des hypothèses prudentes ont été utilisées lorsque aucune donnée canadienne récente n'était disponible.

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Conclusion

D'après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il a été conclu que l'isophorone ne pénètre 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 la diversité biologique ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

On considère que la marge d'exposition, obtenue en comparant la valeur estimée de la limite supérieure de l'exposition à l'isophorone au Canada au niveau avec effet critique, assure une protection adéquate de la santé humaine. Il est donc conclu que l'isophorone ne pénètre 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 humaine.

Par conséquent, il a été conclu que l'isophorone ne répond à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

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Annexe 1a : Estimations de la limite supérieure de l'apport quotidien d'isophorone pour la population générale du Canada

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Annexe 1b : Concentrations d'isophorone détectées dans divers produits alimentaires

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Annexe 2 : Résumé des renseignements relatifs aux effets de l'isophorone sur la santé

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