Évaluation préalable pour le Défi concernant

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l'adipate de bis(2-éthylhexyle)
(DEHA)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
103-23-1

Environnement Canada
Santé Canada

Septembre 2011

(Version PDF - 740 Ko)

Table des matières

• Sommaire
• Introduction
• Identité de la substance
• Propriétés physiques et chimiques
• Sources
• Utilisations
• Rejets dans l'environnement
• Devenir dans l'environnement
• Persistance et potentiel de bioaccumulation
• Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
• Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
• Conclusion
• Références
• Annexe 1 : Sommaire de rigueur d'étude
• Annexe 2 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption quotidienne de DEHA par divers groupes d'âge de la population générale du Canada (µg/kg p.c. par jour)
• Annexe 3 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de soins personnels, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)
• Annexe 4 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de consommation, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)
• Annexe 5 : Résumé des renseignements relatifs aux effets du DEHA sur la santé

Sommaire

Conformément à 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'adipate de bis(2-éthylhexyle) (ou DEHA), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 103-23-1. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de cette substance lors de la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS) dans le cadre du Défi, car elle présente un risque d'exposition très élevé pour les Canadiens, et on estime que le risque qu'elle présente pour la santé humaine est élevé, en fonction de sa classification par d'autres organismes sur la base de sa cancérogénicité. Le DEHA ne remplit pas les critères de catégorisatio n écologique relatifs à la persistance ou à la bioaccumulation, mais il remplit ceux relatifs à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

Selon les renseignements déclarés conformément à l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], entre 1 et 10 millions de kilogrammes de DEHA ont été fabriqués au Canada en 2006. Par ailleurs, une quantité approximative de 250 000 kg a été importée au Canada durant la même année. La majorité des renseignements transmis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indique que le DEHA est utilisé comme plastifiant. La substance est principalement utilisée comme plastifiant dans l'industrie du vinyle souple et elle est peut-être utilisée dans les pellicules d'emballages alimentaires en polychlorure de vinyle (PVC) (film autocollant). Les sources d’exposition de la population générale du Canada au DEHA sont principalement l’environnement et les aliments (ceci résultant de la migration dans les aliments à partir des pellicules d'emballages alimentaires), ainsi que les produits de consommation contenant du DEHA (incluant les cosmétiques et certains produits de soins personnels, les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures, les nettoyants puissants pour les mains et les lubrifiants).

Comme le DEHA a été classé en fonction de sa potentielle cancérogénicité par d’autres organismes internationaux, cette caractéristique a été examinée dans la présente évaluation préalable. On a observé une incidence accrue des tumeurs hépatiques chez des souris femelles traitées à des doses moyennes à élevées, mais pas chez les rats. Le mode proposé d'induction des tumeurs n’est pas considéré comme applicable chez les êtres humains et les tumeurs observées sont donc considérées comme étant d’importance limitée en ce qui a trait à la caractérisation du risque pour la santé humaine. De plus, bien que le mode d’induction n'ait pas été complètement élucidé, les renseignements disponibles sur la génotoxicité indiquent que le DEHA ne devrait pas être génotoxique. Par conséquent, une approche fondée sur le seuil d'innocuité a été utilisée pour caractériser le risque pour la santé humaine.

L'effet critique défini aux fins la caractérisation du risque du DEHA pour la santé humaine est la toxicité pour le développement (augmentation des décès postnataux observée chez les rats). D'après la comparaison de l'exposition estimative au DEHA au Canada et du seuil d'effet critique pour les effets sur le développement, et compte tenu des incertitudes inhérentes aux bases de données sur l'exposition et les effets, on considère que les marges d’exposition résultant de l'utilisation de certains cosmétiques et produits de soins personnels sont potentiellement inadéquates.

Vu le caractère potentiellement inadéquat des marges entre l’exposition estimée au DEHA et les concentrations ayant des effets critiques, il a été conclu que le DEHA est une substance qui pénètre, ou peut pénétrer, dans l'environnement en une quantité, à des concentrations ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

La faible solubilité dans l'eau du DEHA de même que sa tendance à se distribuer dans la phase particulaire et à passer dans les tissus adipeux (matières grasses) indiquent qu'il résidera principalement dans le sol et les sédiments s'il est rejeté dans l'environnement. Malgré sa tendance à se répartir dans les lipides, le DEHA semble avoir un faible potentiel de bioaccumulation probablement dû à son métabolisme rapide. Les données empiriques et modélisées montrent que le DEHA se biodégrade sans l'eau et qu'il ne devrait pas persister longtemps dans l'air, le sol ou les sédiments. Des études sur la toxicité aiguë n'indiquent généralement aucun effet sur les organismes aquatiques à la limite d'hydrosolubilité; cependant, on note un risque de toxicité chronique, notamment pour les invertébrés.

La comparaison de la concentration estimée sans effet avec les concentrations mesurées dans les eaux de surface canadiennes et dans les effluents ainsi que des estimations réalistes des concentrations dans le pire des cas d’exposition pour les rejets industriels dans l’eau propres à un site laisse entrevoir des effets nocifs possibles pour les organismes aquatiques dans de nombreux endroits au Canada.

D'après le danger écologique et les expositions estimées au DEHA, il a été conclu que cette substance pénètre ou peut pénétrer 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. Le DEHA ne satisfait pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation.

D’après les renseignements disponibles, il a été conclu que l’Adipate de bis(2-éthylhexyle) remplit au moins un des critères de l’article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999).

L’inclusion de cette substance sera considérée 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 et, le cas échéant, l’efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l’étape de la gestion des risques.

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 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 elles 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 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;
• celles qui répondent aux critères de 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), dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que l'adipate de bis(2-éthylhexyle) (ou DEHA) est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente le plus fort risque d'exposition (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 laGazette du Canada le 26 septembre 2009 (Canada, 2009a, b). En même temps a été publié le profil de cette substance. Celui-ci présentait les informations techniques obtenues avant décembre 2005 et sur lesquelles reposait sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

L'évaluation des risques du DEHA pour la santé humaine a été jugée hautement prioritaire, mais cette substance ne répondait pas à l’époque aux critères environnementaux de catégorisation pour la persistance et la bioaccumulation.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de laLoi. Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.^[1]

Dans cette évaluation préalable finale, on a pris 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 juin 2010 (sections traitant des effets sur la santé humaine) et jusqu'en juillet 2010 (sections traitant des aspects écologiques). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; les résultats de modélisation ont également servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend l'examen des données pertinentes pour l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble ainsi que de l'information sur les dangers pour la santé (surtout fondée sur des évaluations réalisées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère hautement prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart entre les valeurs prudentes 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, cela 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 sur lesquels s’appuie la conclusion.

Cette version finale de l’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 parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par l'entreprise Gradient Corp., notamment Cathy Petito Boyce, Leslie Beyer et Chris Long. En outre, l’ébauche de la présente évaluation a fait l’objet d’une période de commentaires de 60 jours par le public. Bien que les commentaires reçus de l’extérieur aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada sont seuls responsables du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Les approches suivies pour les évaluations préalables dans le cadre du Défi ont été examinées par un groupe indépendant, soit le Groupe consultatif du Défi.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose cette évaluation finale sont résumées dans le présent rapport.

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent document, l'adipate de bis(2-éthylhexyle) sera appelé DEHA, d’après un de ses noms anglais courants [di(2-ethylhexyl) adipate]. Les renseignements liés au DEHA sont résumés dans le tableau 1.

Même si le DEHA est souvent appelé par son nom obsolète « adipate de dioctyle » dans les documents techniques, il existe un isomère du DEHA comportant des chaînes aliphatiques non ramifiées, qui porte le même nom et possède son propre numéro CAS (123-79-5). La présente évaluation décrit spécifiquement le DEHA sous le numéro CAS 103-23-1 et n'inclut pas le numéro CAS 123-79-5. Par ailleurs, le nom « adipate de dioctyle » a été modifié en l'appellation « adipate de diéthylhexyle » [traduction] dans l'International Cosmetic Ingredient Dictionary (CIR, 2006; CTFA, 2008).

Tableau 1. Identité de la substance - DEHA

^[a] National Chemical Inventories (NCI), 2007 : AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SWISS (liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse); TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis).
^[b] Simplified Molecular Input Line Entry System.

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les données physiques et chimiques (valeurs expérimentales et estimées) du DEHA qui se rapportent à son devenir dans l'environnement. Les études clés à partir desquelles des données expérimentales ont été utilisées pour certaines de ses propriétés ont fait l'objet d'un examen critique afin d'en assurer la validité.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du DEHA

^[*] Valeurs sélectionnées pour la modélisation dans EPIsuite (2008); on privilégie les valeurs expérimentales de qualité acceptable.
^[a] Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales rapportées par les auteurs ou estimées par les modèles. Toutes les valeurs sont expérimentales sauf indication contraire.
^[b] Les détails de la méthode ne sont pas tous présentés dans le rapport. Selon l’OCDE (2005), cette valeur de la pression de vapeur a été calculée d’après une mesure de la pression de vapeur prise à 200 ^oC. Pour déterminer la constante de la loi de Henry, on a utilisé l'adipate de bis(2-éthylhexyle) [¹⁴C].
^[c] Calculée à l'aide de la pression de vapeur signalée par Felder et al. (1986) et de la solubilité dans la l'eau indiquée par Letinski et al.(2002).
^[d] Méthode d'estimation fondée sur les groupes et méthode d'estimation fondée sur les liaisons.
^[e] Déterminée à l'aide d'eau déionisée; cependant, la technique n'a pas été définie par l'auteur (Felder et al., 1986). Déterminée à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon (OCDE, 2005).
^[f] Déterminée à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon; en eau salée.
^[g] Déterminée à l'aide de la méthode par agitation douce; en eau modérément dure ayant un pH de 7,9.
^[h] Déterminée à l'aide de la méthode de colonnes du séparateur.
^[i] Déterminée à l'aide de la méthode par agitation douce en eau de puits traitée avec du carbone; ajout de 50 mg/L de chlorure de mercure en tant qu'inhibiteur de microbes.

Des modèles fondés sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) ont été utilisés pour générer des données pour certaines des propriétés physiques et chimiques du DEHA. Ces modèles sont principalement fondés sur des méthodes d'addition de fragments; autrement dit, ils s'appuient sur la structure du produit chimique. Le programme de modélisation pK_aDB de ACD/pK_aDB (2005) prévoit que la substance ne s'ionisera pas à des pH pertinents sur le plan environnemental. Étant donné que la structure de la substance peut être facilement ionisée, les valeurs reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) sont jugées comme étant très fiables. Les valeurs modélisées présentées au tableau 2 confirment généralement les valeurs expérimentales.

Letinski et al. (2002) et Robillard et al.(2008) ont déterminé la solubilité dans l'eau du DEHA à l'aide de la méthode par agitation douce. Cette méthode a été définie en vue de fournir des mesures de la solubilité dans l'eau plus fiables (pour un groupe de substances, y compris le DEHA). Les méthodes traditionnelles utilisant la méthode d'agitation vigoureuse en flacon ont entraîné la formation de micelles ou d'émulsions, ce qui rend difficile l'élimination des produits chimiques non dissous de la phase aqueuse. Par conséquent, les solubilités dans l'eau déterminées à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon ont tendance à être surestimées comparativement à celles qui sont établies à l'aide de la méthode par agitation douce. La solubilité dans l'eau indiquée par Letinski et al. (2002) a été utilisée dans la modélisation d'autres propriétés du DEHA. La valeur de solubilité de Letinski et al. (2002) est considérée comme la plus fiable, mais toutes les estimations de la solubilité dans l’eau comportent une certaine incertitude.

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Sources

Le DEHA est une substance anthropique qui n'est pas présente de manière naturelle dans l'environnement. Elle est produite par une réaction d'estérification de l'acide adipique et du 2-éthylhexan-1-ol en présence d'un catalyseur tel que l'acide sulfurique ou l'acide p-toluenesulfonique.

Le DEHA est une substance chimique produite en grande quantité (HPV) aux États-Unis (USEPA, 2010) et dans l'Union européenne (ESIS, c1995-2010). Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), entre 1 et 10 millions de kilogrammes de DEHA ont été fabriqués au Canada en 2006 (Environnement Canada, 2010a). La quantité totale déclarée comme ayant été importée au Canada au cours de la même année, à un volume supérieur au seuil de déclaration de 100 kg/an, était d'environ 250 000 kg (Environnement Canada, 2010a).

Aux États-Unis, la production nationale totale pour le DEHA variait de 10 à 50 millions de livres (environ 4 550 à 22 700 tonnes) pour les cycles de déclaration de 1986, 1990 et 2002, et de 50 à 100 millions de livres (environ 22 700 à 45 400 tonnes) pour les cycles de déclaration de 1994, 1998 et 2006 du programme Inventory Update Reporting de l'Environmental Protection Agency (USEPA, 1986-2006).

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Utilisations

Le DEHA est principalement utilisé comme plastifiant dans l'industrie du vinyle souple et il est largement utilisé dans les pellicules d'emballages alimentaires en polychlorure de vinyle (PVC) (film autocollant). Les plastifiants aliphatiques composés d'esters de l'acide adipique (plastifiants adipates), comme le DEHA, sont utilisés soit seuls, soit avec d'autres plastifiants dans des matériaux d'emballage alimentaire pour apporter une flexibilité à basse température dans des formulations de PVC (Bizzari et al., 2009). Le DEHA est généralement mélangé avec des phtalates de bis(2-éthylhexyle) et des phtalates de diisooctyle à des concentrations variables (CIRC, 2000).

Un plastifiant est une substance qui permet d'augmenter la flexibilité et la maniabilité d'un polymère lorsqu'il est ajouté à un autre polymère. Le PVC est le polymère le plus largement plastifié en raison de son excellente compatibilité avec les plastifiants. Le PVC sans plastifiant est utilisé dans les applications des polymères rigides comme la tuyauterie ou les profils de fenêtre. Avec un plastifiant, il peut servir à d’autres applications comme les pellicules d'emballages alimentaires, les revêtements de câbles et les revêtements de sol. Bien qu'un polymère puisse être plastifié à l'interne en modifiant la structure chimique du polymère ou du monomère; la pratique courante consiste à plastifier un polymère par l'ajout externe d'un plastifiant, lequel n’est pas chimiquement lié au polymère (Cadogan et Howick, 2000; Fromme et al., 2002).

Les alcools d'une longueur de chaîne similaire à celles qui sont impliquées dans la fabrication des phtalates peuvent être estérifiés avec de l'acide adipique plutôt qu'avec des anhydrides phtaliques pour produire des plastifiants adipates. Les adipates utilisés dans les applications de PVC permettent d'améliorer la performance à basse température par rapport aux phtalates en raison de leur viscosité inhérente inférieure. Grâce à cette caractéristique, les adipates sont couramment utilisés dans les emballages alimentaires, comme les films autocollants pour la viande. Les adipates utilisés se situent généralement dans l'intervalle C8 à C10, à l'instar du DEHA. En raison de leur volatilité, de leurs taux de migration et de leur coût relativement plus élevés comparativement aux phtalates, les adipates sont souvent utilisés dans des mélanges avec des phtalates pour produire une composition de propriétés. Le DEHA est classé comme plastifiant secondaire à cause de sa solubilité et de sa compatibilité limitées avec le PVC et il est principalement utilisé avec d'autres plastifiants primaires (Cadogan et Howick, 2000; OCDE, 2005; Bizzari et al., 2009).

Les adipates, notamment le DEHA, sont principalement utilisés dans les emballages d'aliments et de viande (Bizzari et al., 2009). Par le passé, les pellicules moulantes classiques pouvaient contenir jusqu’à 22 % de DEHA; cependant, en raison de problèmes liés à la migration des plastifiants dans les aliments, les teneurs ont baissé jusqu’à des valeurs pouvant atteindre de 8 à 10 %, le DEHA étant remplacé majoritairement par des plastifiants biologiques combinés à des plastifiants polymériques à base d'acide adipique. Ces combinaisons ont été utilisées dans des pellicules de PVC de qualité alimentaire ainsi que dans d'autres applications alimentaires, dont des tubes, des tuyaux et des transporteurs à courroie (Cadogan et Howick, 2000; OCDE, 2005; Bizzari et al., 2009). Au Canada, les matériaux d'emballage alimentaire à base de PVC sont surtout utilisés par les établissements de transformation du bœuf et de la volaille ainsi que pour l’emballage de certains fruits et légumes, le réemballage du fromage dans les supermarchés, dans les établissements de restauration-minute et dans les établissements de distribution d’aliments comme les traiteurs et les cafeterias (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).

Au Canada, les matériaux d'emballage alimentaire à base de PVC sont réglementés par le titre 23 de la Loi sur les aliments et drogues dans lequel il est stipulé : « est interdite la vente d’un aliment dont l’emballage peut transmettre à son contenu une substance pouvant être nuisible à la santé d’un consommateur de l’aliment ». Signalons que les demandes d'autorisation préalable à la mise en marché présentées à la Direction générale des produits de santé et des aliments de Santé Canada sont strictement volontaires, car aucune disposition de la Loi sur les aliments et droguesou de son règlement d’application n’exige actuellement ce genre de démarche au Canada pour les matériaux à contact alimentaire. L'apport quotidien acceptable (AQA) de 0,5 mg/kg p.c. par jour de DEHA a initialement été défini par la Direction des aliments de Santé Canada en 1976, selon une étude de deux ans sur l'exposition par l'alimentation menée chez des rats; cette valeur est toujours valable. On peut trouver du DEHA dans un système de thermoscellage à encre destiné à être utilisé sur l'extérieur de structures stratifiées; cependant, cette utilisation ne devrait entraîner aucun contact alimentaire. On a également décelé du DEHA dans un produit de polystyrène utilisé dans la couche intermédiaire d'une structure stratifiée ainsi que dans un lubrifiant; ces applications ne devraient pas entraîner de contact alimentaire direct. (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada datée d'avril 2010; non citée).

Le DEHA est cité dans le titre 21 du Code of Federal Regulations de la Food and Drug Administration des États-Unis (USFDA), notamment dans les articles : 175.105 (adhésifs), 177.1200 (cellophane), 177.1210 (scellage avec des joints d'étanchéité pour les récipients alimentaires), et 178.3740 (plastifiants dans les substances polymériques), indiquant qu'il est approuvé comme additif alimentaire indirect, composant d'adhésif, emballage alimentaire de cellophane, matériau de scellage avec des joints d'étanchéité pour récipient alimentaire, pellicule de cellulose hydroxyéthyle, et plastifiants dans les substances polymériques (USFDA, 2007a, 2007b, 2007c, 2007d, 2007e).

Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), la majorité du DEHA fabriqué et importé au Canada en 2006 était destiné à être utilisé comme plastifiant (Environnement Canada, 2010a). D'autres utilisations déclarées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) incluent, sans toutefois s'y limiter, les adhésifs et les matériaux d'étanchéité pour la fabrication des automobiles (Environnement Canada, 2010a). À part son application en tant que plastifiant, le DEHA est utilisé comme solvant et composé de fluides fonctionnels (hydrauliques) et de lubrifiants d'aéronefs (Commission européenne, 2000) ainsi que dans le traitement de la nitrocellulose et du caoutchouc synthétique, et dans la plastification du polyvinylbutyral, de l'acétobutyrate de cellulose, du polystyrène et de la cire de dammar (CIRC, 2000).

D'après l'information disponible, les produits de consommation contenant du DEHA au Canada incluent les cosmétiques, certains produits de soins personnels, les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures, les nettoyants puissants pour les mains et les lubrifiants.

Le DEHA est utilisé dans les produits cosmétiques, en tant que plastifiant, émollient ou solvant (Gottschalck et McEwen, 2004). Au Canada, environ 300 produits contenant du DEHA ont été signalés au Système de déclaration des cosmétiques (SDC), y compris les hydratants et les nettoyants pour la peau, les produits de maquillage pour le visage et les préparations pour bains (SDC, 2010).

En outre, le DEHA est un produit de formulation (ingrédient non actif) présent dans les pesticides qui sont réglementés en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires au Canada (ARLA, 2005). L’inclusion de DEHA dans certains produits antiparasitaires enregistrés pour des usages spécifiques a été accepté, les concentrations fournies dans ces formulations se situent dans l’intervalle approuvé. Il faudrait des données supplémentaires (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 avril 2010; source non citée).

Le DEHA ne figure pas dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques en tant qu'ingrédient médicinal présent dans les produits pharmaceutiques ou vétérinaires (BDPP, 2010). Cependant, la substance figure dans la Base de données sur les ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques, comme ingrédient non médicinal présent dans les écrans solaires (communication personnelle de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en mars 2010; source non citée). Le DEHA apparaît également dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels en tant qu'ingrédient non médicinal acceptable pour une utilisation comme plastifiant, émollient pour soins de la peau ou solvant dans les produits de santé naturels (BDIPSN, 2010). Toutefois, le DEHA ne figure pas dans la Base de données des produits de santé naturels homologués et n'est donc présent dans aucun produit de santé naturel homologué (BDPSNH, 2010).

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Rejets dans l'environnement

La plupart des plastifiants ne sont pas chimiquement liés aux polymères et peuvent migrer hors des produits de plastique pendant leur utilisation dans des conditions normales, ainsi qu’après avoir été mis au rebut (Fromme et al., 2002). Étant donné que les formulations de plastique, comme celles utilisées avec le PVC, peuvent contenir jusqu’à 40 % de plastifiant en poids (Graham, 1973; Wypych, 2004), une perte de plastifiant, même graduelle, peut venir à représenter une source très importante de contamination environnementale.

Au Canada, des quantités de DEHA peuvent être rejetées dans l'environnement pendant la fabrication, la distribution et l’utilisation industrielle de ce produit, ainsi que par suite de l’utilisation des produits finis par le consommateur et de leur élimination. Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), la majorité du DEHA rejeté dans l'environnement en 2006 a abouti dans l'air (Environnement Canada, 2010a).

L'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) fait état des rejets totaux sur place et des éliminations totales hors site de DEHA de sources industrielles : ces données sont résumées dans le tableau 3. Les données de l'INRP confirment que les rejets de DEHA finissent principalement dans l'air, conformément à ce qui a été déclaré en application de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada 2008, 2010a).

Tableau 3. Quantités de DEHA rejetées et éliminées d'après l'INRP entre 2000 et 2008^[a]

^[a] Le seuil de déclaration à l'INRP pour le DEHA comprend la fabrication, le traitement et l'utilisation autre de la substance en une quantité égale ou supérieure à 10 000 kg, et à une concentration par poids égale ou supérieure à 1 %.

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Devenir dans l'environnement

Le modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2003) simule la distribution d'une substance dans un environnement d'évaluation hypothétique selon les processus de partage chimique, de réactivité et de transport entre divers milieux. Les valeurs de fraction en masse présentées dans le tableau 4 représentent les effets nets de ces processus dans des conditions de rejets continus lorsqu'un « état stable » hors de l'équilibre est atteint (p. ex. niveau III).

D'après les propriétés physiques et chimiques du DEHA (tableau 2), les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 4) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans le sol et les sédiments, selon le milieu dans lequel elle est rejetée. Ces résultats sont compatibles avec la faible hydrosolubilité expérimentale (0,0032 mg/L), les valeurs expérimentales et estimées élevées du log K_oe (> 6,1 et 8,12, respectivement), les valeurs estimées élevées du log K_co (4,2 – 5,9), ainsi que la dégradation du DEHA.

Tableau 4. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)

S'il est rejeté dans l'air, le DEHA peut résider dans la vapeur et les matières particulaires, selon le modèle d'équilibre gaz-particules pour les composés organiques semi-volatils
(HSDB, 1983 -). On prévoit la répartition de faibles quantités de DEHA dans l'air (tableau 4), pouvant être suivie d'une élimination par des dépôts secs et humides ou des réactions de dégradation avec des radicaux hydroxyles.

Le DEHA devrait avoir une adsorption sur place élevée (c'est-à-dire qu'il devrait être immobile), d'après l'estimation élevée de sa valeur de log K_co. Selon le modèle de fugacité, la substance résidera principalement dans le sol, si elle est rejetée dans ce milieu (tableau 4). Les constantes de la loi de Henry expérimentales et estimées (4,4 × 10^-2– 13 Pa·m³/mol) laissent entendre que la substance pourrait se volatiliser à partir des surfaces de sol humides. Cette volatilisation ne devrait pas être un processus important dans le devenir de la substance d'après la faible pression de vapeur expérimentale de 1,1 × 10^-4 Pa.

Si le DEHA était rejeté dans l'eau, il devrait s'adsorber fortement sur les matières solides en suspension et les sédiments, compte tenu des valeurs du log K_co élevées estimées. Une certaine volatilisation des surfaces de l'eau pourrait se produire d'après les valeurs expérimentales et estimées de la constante de la loi de Henry. Le modèle de fugacité prédit que si l'eau est le milieu récepteur, la substance devrait surtout se répartir dans les sédiments (tableau 4).

Ces résultats laissent entendre que le sol et les sédiments agiraient comme des lavabos pour le DEHA rejeté dans l'environnement.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Les données expérimentales disponibles sur la persistance du DEHA dans l'eau sont présentées dans le tableau 5a. Ces études comprennent des essais de biodégradation immédiate et de biodégradation intrinsèque (évaluation de la biodégradation primaire et de la biodégradation ultime), qui fournissent généralement les conditions favorables à la biodégradation (p. ex. acclimatation et nitrification) comparativement aux essais de biodégradation immédiate.

Tableau 5a. Données empiriques sur la dégradation du DEHA

ThCO₂ - masse théorique de dioxyde de carbone
ThOD - demande théorique d'oxygène
^[a] Biodégradation de 82 % = essai de demande biologique en oxygène pour les substances insolubles ISO 10708. Biodégradation de 83 % = essai de Sturm modifié. Substance analysée : Vestinol OA.
^[b] Provenant d'une usine locale de traitement des eaux usées; trois semaines d'acclimatation.
^[c] Biodégradation de 82 % = méthode par agitation du flacon de Gledhill; la configuration est similaire à celle de l'essai de Sturm, mais avec des récipients plus petits et différentes concentrations initiales de graines; 37,4 mg/L de DEHA. Biodégradation de 94 % = essai de Sturm modifié; actuellement appelé essai selon la méthode 301C de l'OCDE, mais sans boues activées acclimatées; 20,1 mg/L de DEHA.

La dégradation abiotique du DEHA peut se produire par photolyse et par hydrolyse (Howard, 1991; HSDB 1983-; OCDE, 2005). Le DEHA réagit rapidement aux radicaux hydroxyles, avec des demi-vies calculées de 2,6 à 26 heures pour un intermédiaire d'air pollué à non pollué, sur la base de sa constante de taux qui a été déterminée à l'aide d'une méthode d'estimation de la structure (Howard, 1991; tableau, 5b). Ces valeurs sont similaires à la demi-vie d'oxydation atmosphérique dans l'air de cinq heures prévue par le modèle AOPWIN (tableau 5b). Le DEHA peut également subir une photolyse directe, car le composé contient un groupe fonctionnel qui peut absorber la lumière à > 290 nm (HSDB, 1983-). Cependant, la substance ne réagit pas aux radicaux peroxyles (RO₂) ni à l'ozone (O₃) (Howard, 1991). Compte tenu de sa demi-vie de dégradation dans l'atmosphère inférieure à environ 1 jour, entraînée par la réaction aux radicaux hydroxyles, on considère que le DEHA ne persiste pas dans l'air. Par conséquent,le transport à grande distance de DEHA dans l’air ne risque vraisemblablement pas d’être un problème.

Même si le DEHA devrait éventuellement s'hydrolyser à un pH basique (similairement à d'autres diesters, Felder et al., 1986; USEPA, 1984a), le taux d'hydrolyse est considéré comme étant lent à négligeable à des pH observés dans l’environnement (USEPA, 2008). Les demi-vies par hydrolyse prévues de 3,2 ans (pH 7) et 117 jours (pH 8) calculées à l'aide d'une méthode d'estimation de la structure (tableau 5b) appuient cette analyse.

D'après les données expérimentales disponibles (tableau 5a), la biodégradation du DEHA dans l'eau semble se produire de façon relativement rapide, avec une dégradation primaire importante ayant lieu dans l'intervalle de quelques jours à quelques semaines.

Un mécanisme a été confirmé pour la biodégradation du DEHA par Rhodococcus rhodochrous (Nalli et al., 2002; Horn et al., 2004; Nalli et al., 2006b). Nalliet al. (2006b) ont présenté un calcul du bilan massique en mol pour la dégradation du DEHA (montant initial d'environ 10 g), qui indique que 10 % du DEHA est demeuré en phase liquide après 16 jours. L'analyse détaillée du devenir de tous les composés du DEHA a montré que 2 % de la substance au plus était minéralisée après 400 h (~ 16 jours) dans des conditions de croissance idéales. La première étape du processus de dégradation est l'hydrolyse enzymatique des liens esters dans le DEHA (Sauvageau et al., 2009). Les données laissent entendre que le DEHA subit une biodégradation primaire substantielle dans des conditions aérobies.

Nalli et al. (2002) ont démontré que le DEHA peut être dégradé par le R. rhodochrous lorsqu'il se développe sur une source de carbone primaire. La concentration initiale du DEHA était de 1 000 mg/L, et la substance a complètement disparu au cours des 60 premières heures (le test a duré cinq jours, et on y a observé des métabolites). La dégradation du DEHA produit une faible quantité de métabolites (Nalli et al., 2002, 2006a, b, c; Grochowalski et al., 2007), y compris de l'acide 2-éthylhexanoïque.

Gartshore et al. (2003) ont montré que le DEHA était fortement dégradé (dégradation primaire; 75 à 100 % de perte du composé d'origine) par deux espèces d'Aspergillus et qu'il était modérément dégradé par l'espèce Candida bombicola (% de perte donné) sur une période de huit jours.

Plusieurs souches de bactéries de sol ordinaires (7 espèces), de levures (6 espèces) et de champignons (2 espèces) étaient cultivées avec différents plastifiants (y compris du DEHA à raison de 2 500 mg/L) pour une période de deux semaines (Nalliet al., 2006a). Parmi les 18 souches/espèces testées, 17 ont montré une biodégradation primaire modérée à importante (déterminée sur le plan qualitatif), ce qui indique que la majorité des microbes testés pouvaient dégrader le DEHA. La dégradation du DEHA par la Bacillus subtilis a été étudiée en présence de surfactants, ce qui a entraîné la séquestration des métabolites dans des micelles mixtes, réduisant ainsi leur biodisponibilité pour une dégradation plus poussée (Grochowalski et al., 2007). Berk et al.(1957) ont découvert que les diesters de l'acide adipique contenant 12 carbones ou plus accentuaient la multiplication des champignons. La capacité des cultures de levures à utiliser des esters de l'acide adipique a été démontrée par Osmon et al. (1970). Sabev et al. (2006) ont mis en évidence une perte de 4 % du poids du polychlorure de vinyle sur une période de 10 mois dans des plastiques enfouis. Par ailleurs, on a isolé 92 morphotypes de champignons du sol de prairies et 42 du sol forestier, qui ont pu éliminer la gélose du DEHA.

Dans Saeger et al. (1976), la dégradation rapide et presque complète (ultime) du DEHA en CO₂ et en eau observée dans les boues activées de 35 jours obtenues par la méthode semi-continue, et les tests d'évolution du CO₂permettent de penser que les populations mixtes de microbes dans l'environnement dégraderont rapidement le DEHA et que sa demi-vie sera de beaucoup inférieure à 182 jours.

Le DEHA a été soumis à un essai de biodégradation immédiate, conformément aux méthodes d'essai du ministère du Commerce international et de l'Industrie du Japon énoncées dans le guide technique de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) (soit MITI-I-OECD TG 301C), et les résultats indiquent que la biodégradation est immédiate (CHRIP, c2011). La demande biochimique en oxygène mesurée après l'essai de 28 jours était de 71 %. Cet essai a aussi permis de déterminer que la demi-vie de la dégradation ultime dans l'eau devrait donc être bien inférieure à 182 jours (6 mois) et que, par conséquent, la substance ne devrait pas persister dans ce milieu. Les essais de biodégradabilité immédiate menés sur un certain nombre d'autres diesters indiquent également un risque que ces composés se dégradent de façon relativement rapide dans l'environnement (USEPA, 2008).

Bien que des données expérimentales sur la dégradation du DEHA soient disponibles et qu’il soit préférable de les utiliser, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a aussi été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 5b ci-après. Ainsi, les résultats des approches prédictives peuvent servir à renforcer et à étayer les données expérimentales comme élément de preuve additionnel. Dans le cas du DEHA, les résultats obtenus avec les modèles concordent avec les données expérimentales et confirment que la demi-vie de biodégradation ultime dans l'eau de la substance est inférieure à 182 jours.

Tableau 5b. Données modélisées sur la dégradation du DEHA

^[a] EPIsuite (2008) utilisé avec des notations SMILES dans le tableau 1; pour HYDROWIN, le modèle montre que les fragments sur ce composé ne sont pas disponibles dans la bibliothèque de fragments. Ainsi, des substituts ont été utilisés.
^[b] Le modèle ne donne pas d'estimation pour ce type de structure.
^[c] Utilisations d'une constante du taux d'hydrolyse de deuxième ordre catalysée par des bases, de 0,07 L/mol-seconde, et estimée à l'aide de la méthode d'estimation de la structure.
^[d] Le résultat s'exprime par une valeur numérique de 0 à 5.
^[e] Le résultat s'exprime par un taux de probabilité.

D'après un ratio d'extrapolation de 1:1:4 associé à une demi-vie de biodégradation eau:sol:sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie de biodégradation ultime dans le sol devrait également être inférieure à 182 jours et la demi-vie dans les sédiments devrait être inférieure à 365 jours (sur la base de la demi-vie dans l'eau qui devrait être inférieure à 90 jours, compte tenu des données expérimentales et modélisées). Par conséquent, le DEHA n'est pas considéré comme étant persistant dans le sol ou les sédiments.

D'après les données empiriques et modélisées (tableaux 5a et 5b), le DEHA ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, le sol, l'eau ou les sédiments (demi-vie dans l'air ³ 2 jours, demi-vies dans le sol et dans l'eau ≥ 182 jours, et demi-vie dans les sédiments ≥ 365 jours) qui sont stipulés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

La valeur du log K_oe seule laisse penser que le DEHA peut s'accumuler dans les organismes aquatiques, même si cela n'a pas été confirmé dans l'étude de bioconcentration chez les poissons menée par Felder et al., (1986). Ces derniers ont effectué une étude d'absorption de 28 jours et une étude de dépuration de 14 jours sur le crapet arlequin conformément aux procédures de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (ou EPA) et de l'ASTM. La concentration d'exposition nominale dans l'essai d'écoulement continu était de 0,20 mg/L [¹⁴C] de DEHA (ce qui a été confirmé par analyse radio avant que les poissons testés ne soient introduits dans les cuves d'essai). Des groupes de 130 poissons ont été transférés dans les cuves de contrôle et d'essai, puis observés en termes de mortalité et de comportement inhabituel à 0 h et à chaque 24 h durant une période d'exposition de 28 jours. De l'eau et des poissons (filet de muscle et portions de viscères) ont été échantillonnés à 4 h aux jours 1, 3, 7, 14, 21 et 28 pendant la période d'absorption. Au jour 28, l'ajout de la substance d'essai a été abandonné, et les poissons ont été exposés à de l'eau de puits non contaminée en écoulement pendant 14 jours supplémentaires. En outre, de l'eau et des poissons ont été échantillonnés aux jours 29, 31, 35, 38 et 42, puis analysés de la même manière que durant la période d'absorption. Dans des poissons entiers, on a observé un facteur de bioconcentration (FBC) de 27, notamment chez le crapet arlequin exposé à 0,250±0,08 mg/L [¹⁴C] de DEHA à la fin de l'essai (jour 28). La substance semblait atteindre l'équilibre chez les poissons au jour 7. La demi-vie de sa dépuration dans cet organisme était inférieure à 1 jour. Étant donné que le facteur de bioconcentration mesuré était basé [¹⁴C] sur des déterminations et non sur la concentration de DEHA mesurée dans les tissus de poissons, une partie [¹⁴C] de l'activité pourrait être attribuable aux métabolites du DEHA. En outre, le facteur de bioconcentration pourrait avoir été surestimé, car la concentration d’exposition utilisée pour le calcul de la bioaccumulation expérimentale est environ 100 fois supérieure à la limite d’hydrosolubilité de la substance. Toutefois, même si la concentration d’hydrosolubilité est utilisée pour le calcul du FBC, ce facteur serait inférieur dans une mesure significative à la valeur du critère de bioaccumulation (FBC ≥ 5 000).

Bien qu'une valeur expérimentale du FBC pour le DEHA soit disponible, une méthode prévisionnelle a été appliquée en utilisant les modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration illustrés au tableau 6 qui suit. Selon leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si son FBC ou son facteur de bioaccumulation (FBA) est égal ou supérieur à 5 000. Toutefois, le calcul des FBA est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le FBC ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log K_oe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003). La modélisation cinétique du bilan massique devrait constituer la méthode de prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation du MAPBAP acétate, car elle permet une correction de la transformation métabolique dans la mesure où le log K_oe de la substance se trouve dans le domaine du log K_oe du modèle.

Tableau 6. Données modélisées sur la bioaccumulation du DEHA

^[a] Les valeurs utilisées dans la modélisation avec EPIsuite (2008) sont indiquées par un astérisque dans le tableau 2. La solubilité dans l'eau de 0,78 mg/L était utilisée dans le modèle CPOP.

Des estimations du FBC et du FBA, corrigées en fonction d'une biotransformation potentielle, ont été produites à l'aide du modèle BCFBAF (EPIsuite, 2008). Des constantes du taux métabolique ont été obtenues à l'aide de relations quantitatives structure-activité décrites ci-après dans la méthode d'Arnot et al. (2008a, 2008b et 2009). Étant donné qu'une relation peut être établie entre le potentiel métabolique, et le poids corporel et la température (Hu et Layton, 2001, et Nichols et al., 2007), le modèle FBCFBA normalise davantage la constante k_M pour un poisson de 10 g à 15 ^oC en fonction du poids corporel de poissons de niveau trophique intermédiaire (184 g) dans le modèle Arnot-Gobas (Arnot et al., 2008b). Des poissons de niveau trophique intermédiaire ont été utilisés pour représenter les sorties globales du modèle, comme l'a laissé entendre le concepteur du modèle, et ce modèle est plus représentatif des poissons susceptibles d'être consommés par des piscivores aviaires ou terrestres. Après avoir procédé à la normalisation, la valeur k_M pour un poisson de 10 g à 15^oC est estimée à 2,3 jours ^-1. Par conséquent, le métabolisme de cette substance est relativement rapide, ce qui indique qu'elle n'est vraisemblablement pas bioaccumulable.

Les preuves disponibles indiquent que le DEHA devrait avoir un faible potentiel de bioaccumulation, malgré sa valeur de log K_oe relativement élevée, la raison la plus probable étant que la substance se métabolise rapidement. Tous les facteurs de bioconcentration et de bioaccumulation sont inférieurs à 5 000. Selon les valeurs modélisées et empiriques corrigées pour le métabolisme, et compte tenu des preuves du potentiel métabolique, le DEHA ne répond pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBA ≥ 5 000) énoncés dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation des effets écologiques

Milieu aquatique

La toxicité aiguë et chronique du DEHA a été testée à l'aide de quatre espèces de poissons, huit espèces d'invertébrés d'eaux douces et marines, deux espèces d'algues vertes ainsi que certains microorganismes. Des organismes pélagiques et benthiques ont également été testés. Un résumé des données expérimentales sur les effets écologiques est présenté au tableau 7. Bon nombre des valeurs sont présentées telles qu’elles l’ont été par l’OCDE (2005).

Tableau 7. Données empiriques sur la toxicité aquatique du DEHA

CL₅₀ - Concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.
CE₅₀ - Concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai.
C(D)SEO - Concentration (dose) sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité.
C(D)MEO - Concentration (dose) minimale avec effet observé, soit la concentration la plus faible causant un effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité.
CMAT - Concentration maximale acceptable de toxiques généralement présentée soit comme la marge de variation entre la C(D)SEO et la C(D)MEO, soit comme la moyenne géométrique des deux mesures.
^[*] La plupart des concentrations d'essai signalées dépassent la limite d'hydrosolubilité (0,0032 mg/L).
^[**] La valeur critique de toxicité utilisée pour obtenir une concentration probable sans effet.
^[a] Les auteurs ont noté que les périodes de mortalité obtenues étaient aléatoires (sans exclure le calcul d'une CL₅₀), ce qui indique un facteur autre que l'action régulière d'une toxine chimique.
^[b] Il s'agit de la seule concentration d’essai ou de la plus forte concentration d’essai dans le cas des boues activées.
^[c] Substance analysée : Vestinol OA.
^[d] Données supplémentaires incluses : inhibition de la croissance à la CSEO après 72 h = 50 mg/L pour les algues vertes (1999); immobilisation de la CE₅₀ après 48 h >50 mg/L pour les daphnies (1999); reproduction à la CSEO après 21 jours = 14 mg/L pour les daphnies (1999); CL₅₀ aiguë après 96 h > 50 mg/L pour les poissons (1999).
^[e] [¹⁴C] Concentration de DEHA mesurée aux jours 0, 4, 7, 14, et 21 avec une concentration moyenne mesurée à 92 % de la valeur nominale.

D’après la plupart des études sur la toxicité aiguë de la substance chez les organismes aquatiques, aucun effet n’est observé aux plus fortes concentrations étudiées, c’est-à-dire aux concentrations > 0,23 mg/L (ce qui est plus élevé que la limite d’hydrosolubilité de la substance; voir le tableau 7). Toutefois, le DEHA affichait une toxicité aiguë pour deux des espèces testées, avec des concentrations d'essai supérieures à la limite d'hydrosolubilité. Dans une étude, des truites arc-en-ciel ont été exposées à des concentrations de DEHA allant de 54 à 420 mg/L, avec 30 à 55 % de mortalité signalée (Hrudey et al., 1976). Les auteurs ont noté que le DEHA présentait des caractéristiques d'autoémulsification significatives, permettant ainsi l'émulsification et le test directs sans utiliser aucun agent transporteur ou stabilisateur. Les concentrations relativement élevées des émulsions d'essai ont accru l'instabilité, ce qui a produit des globules du composé d'essai au fil du temps. Par conséquent, les auteurs ont laissé entendre que les émulsions d'essai ont peut-être causé la mort des poissons principalement à cause de l'effet de revêtement physique sur ces derniers. Dans la seconde étude, on a fait état d’une CL₅₀ sur 48 h de 0,66 mg/L pour D. magna (Felder et al., 1986). Les concentrations d'essai dans cette étude étaient également supérieures à la limite d'hydrosolubilité, mais Felder et al. n’ont pas indiqué que la toxicité aiguë était attribuable à un effet physique.

Les données disponibles permettent de penser qu’un problème de toxicité chronique peut se poser pour les organismes aquatiques à des concentrations de DEHA inférieures à environ 0,1 mg/L. Deux études sur la toxicité chronique ont été effectuées sur le D. magna et deux espèces d'algues vertes (tableau 7). Robillard et al. (2008) ont effectué un essai de la limite de toxicité chronique pour le D. magna à une exposition moyenne de 0,0044 mg/L dans de l'eau diluante de laboratoire. Ces auteurs ont également fait état d’une hydrosolubilité de 0,0055 mg/L déterminée pour le DEHA à l'aide de la méthode par agitation douce et ils jugent que les concentrations d'essai ont été choisies pour éviter la présence de matériaux d'essai insolubles ainsi que le piégeage physique d'organismes. Aucun effet néfaste sur la survie, la croissance ou la reproduction n'a été observé dans les organismes traités avec le DEHA. Cependant, ces travaux n’ont pas été jugés fiables parce que la concentration de DEHA mesurée initialement dans la solution d'essai au moment du renouvellement variait de 0,00165 à 0,00832 mg/L. Fait encore plus important à noter, lorsque les concentrations d’essai ont été mesurées à trois reprises juste avant le renouvellement, la concentration de la substance avait baissé, atteignant des valeurs très basses (< 0,00009 mg/L) en 24 heures dans la cuve d'essai où se trouvaient les daphnies et les aliments. Les auteurs pensent qu'il est raisonnable de s'attendre à ce que le DEHA s'adsorbe sur les aliments dans les cuves d'exposition, étant donné ses propriétés physicochimiques et son coefficient de répartition pour le phtalate de di(2-éthylhexyle) indiquant l'eau et les algues planctoniques (cette substance a une hydrosolubilité et un log K_oe similaires ceux du DEHA).

Une autre étude de la toxicité chronique portant sur le D. magna mesurait également la survie, la croissance et la reproduction de l'espèce au cours d'un essai d'écoulement continu de 21 jours (Felder et al., 1986) mené selon les procédures de l'American Society for Testing and Materials (ASTM). En outre, du DEHA radio-marqué a été utilisé pendant l'expérience. [¹⁴C] Les concentrations de DEHA ont été mesurées aux jours 0, 4, 7, 14 et 21. Les concentrations moyennes mesurées constituent 92 % des concentrations nominales et étaient en moyenne de 0,014, 0,024, 0,052, 0,087 et 0,18 mg/L. Tous les traitements et contrôles ont été effectués en quatre exemplaires avec des 10 daphnies au premier stade de leur vie (âgées de moins de 24 h) dans chaque cuve d'essai. Les daphnies ont été nourries avec 15 à 30 mL de S. capriconutum en suspension trois fois par jour et avec 2 mL de nourriture pour truite en suspension une fois par jour. Une moyenne géométrique de la CMAT a été établie à 0,035 mg/L. Les résultats de cette étude ont été jugés acceptables pour définir la valeur critique de toxicité (VCT) (voir le sommaire de rigueur d’étude, à l’annexe 1) qui est utilisée pour déterminer une concentration estimée sans effet (CESE; décrite plus loin dans le présent rapport). La VCT dont font état Felder et al. (1986) a également servi dans le rapport d’évaluation du SIDS de l’OCDE (2005) portant sur le DEHA afin de déterminer une CESE pour les organismes aquatiques.

La VCT (0,035 mg/L) est jugée acceptable, car elle ne s’éloigne pas de plus d’un facteur de dix des valeurs d’hydrosolubilité estimées qui sont jugées acceptables. Ce facteur de dix permet de rendre compte de la variabilité et des incertitudes des estimations expérimentales de l’hydrosolubilité et de la toxicité intrinsèque, et du fait qu’il existe en milieu naturel des co-solvants pouvant influer sur la solubilité et la biodisponibilité d’une substance. Dans les deux études faisant état de valeurs d’hydrosolubilité estimées acceptables pour le DEHA (0,0032–0,0055 mg/L), la méthode par agitation douce a été utilisée. En outre, il est aussi possible de prendre en compte, dans l’évaluation des risques écologiques que présente une substance, d’autres modes d’action (p. ex. des effets physiques) susceptibles d’entrer en jeu en milieu naturel. Par conséquent, à cet égard, les résultats des essais de toxicité en milieu aquatique portant sur des concentrations dépassant la limite d’hydrosolubilité de la substance évaluée peuvent être utiles.

Des prévisions modélisées pour la toxicité en milieu aquatique ont été établies pour le DEHA, les approches prédictives apportant un élément de preuve additionnel. Les résultats du modèle ECOSAR (2008) pour la classe des esters ont indiqué que le produit chimique peut ne pas être suffisamment soluble pour causer des effets aigus, et que le seuil du log K_oe du modèle a été un peu dépassé. Aucun effet aigu à la concentration de saturation n’est donc prévu. Les valeurs de toxicité chronique (désignées comme Vtc) prévues étaient inférieures à la valeur d'hydrosolubilité (sauf pour un paramètre). Pour les esters, ces prévisions comprenaient les suivantes : 0,0003 mg/L pour les poissons (après 32 - 33 jours), 0,002 mg/L pour les daphnies (après 21 jours) 0,006 mg/L pour les algues vertes. Les valeurs prédites de la toxicité chronique (Vtc) pour les composés organiques neutres étaient les suivantes : 0,0002 mg/L pour les poissons, 0,0006 mg/L pour les daphnies, et 0,014 mg/L pour les algues vertes. Les résultats du modèle TOPKAT ont aussi été jugés fiables avec une CL₅₀ de 0,0011 mg/L prévue pour le tête-de-boule (bien que la valeur calculée du log P dépasse la fourchette couverte par l'ensemble d'étalonnage). Globalement, ces prévisions appuient les données empiriques analysées précédemment.

Les données de toxicité disponibles indiquent qu’il y a lieu de se préoccuper de la toxicité chronique de cette substance. Ainsi, la VCT choisie pour déterminer la CESE est la CMAT expérimentale de 0,035 mg/L obtenue au cours d’un essai de 21 jours mené sur D. magna et portant sur les paramètres de survie, de reproduction et de croissance (Felder et al., 1986).

Autres milieux

Seule une étude (disponible) a évalué les effets du DEHA dans le sol. Des vers de terre ont été exposés à du quartz et du sol modifié par le DEHA pendant 7 et 14 jours, avec une CL₅₀ inférieure à 1 000 mg/kg et à 865 mg/kg, respectivement (Huls, 1996g; comme il a été déclaré dans OCDE, 2005). On n'a trouvé aucune étude concernant les effets écologiques de ce composé dans les sédiments.

Aucune étude portant sur les effets écologiques du DEHA dans l’air n’a été trouvée.

Une méthode de partage à l’équilibre (Di Toro et al., 1991) faisant intervenir l'étude de la toxicité critique (CMAT pour D. magna), laquelle a été choisie parmi les travaux disponibles sur la toxicité en milieu aquatique, a servi à l’estimation de la VCT pour les organismes vivant dans le sédiments, tel qu'il est indiqué ci-après.

où :

Par conséquent :

On présume que la toxicité pour les organismes des sédiments est directement proportionnelle à la quantité de substance à l’état libre présente en solution dans l’eau des pores des sédiments et est applicable aux sédiments contenant plus de 0,2 % de carbone organique. La VCT pour les organismes des sédiments est de 55,7 mg/kg (poids sec); cette valeur peut servir à estimer la concentration estimée sans effet dans les sédiments.

Évaluation de l'exposition de l’environnement

Le DEHA est un ingrédient présent dans un certain nombre de produits industriels et de consommation et il est utilisé en volumes importants au Canada (Environnement Canada, 2010a) ainsi que partout aux États-Unis (USEPA, 2010) et dans l'Union européenne (ESIS, c1995-2010). Il est aussi utilisé dans une variété d'applications plastiques, notamment lorsqu'une flexibilité est requise à de basses températures (p. ex. pour les emballages autocollants alimentaires). La plupart des plastifiants ne sont pas chimiquement liés aux polymères et peuvent migrer des produits plastiques durant leur utilisation normale et après leur élimination (Fromme et al., 2002). Étant donné que les formulations de plastiques, comme celles qui sont utilisées avec le polychlorure de vinyle, peuvent contenir jusqu'à 40 % de plastifiant par poids (Graham, 1973; Wypych, 2004), même une perte graduelle de plastifiant peut devenir une source très importante de rejets environnementaux. Généralement, les adipates sont également utilisés dans un grand nombre de produits et d'applications; à titre d'exemple, la Suède a signalé 158 produits chimiques contenant du DEHA en 2003 (IVL SERI, 2005).

Les rejets de DEHA dans l'environnement peuvent résulter de la fabrication de cette substance, de son utilisation par le secteur industriel et par les consommateurs et de l’élimination de divers produits en contenant. Le traitement des eaux usées peut entraîner, soit le rejet de DEHA dans l'environnement aquatique, soit sa concentration dans les biosolides (Barnabé et al., 2008; Beauchesne et al., 2008). L'élimination des produits ou des biosolides, ou l'utilisation des biosolides (boues résultant du traitement des eaux usées) dans les amendements de sol contenant la substance peuvent causer des rejets dans l'environnement en cas d'application directe au sol, de lixiviation dans les sites d'enfouissement (où les eaux de lixiviation ne sont pas recueillies) ou d'incinération des déchets.

Des données concernant les concentrations de DEHA dans l'environnement au Canada et ailleurs ont été trouvées (tableau 8). Les données de surveillance de l’environnement canadien constituent le plus pertinent des éléments de preuve de l’exposition d’organismes au pays.

Tableau 8. Concentrations de DEHA dans l'environnement

nd = non détecté
^[a] De la neige vierge a été échantillonnée à partir d'espaces verts au centre-ville de Montréal. Des échantillons d'eau de rivière et de sédiments ont été recueillis à moins de deux mètres du littoral du fleuve Saint-Laurent, à l'extrémité d'aval de l'île de Montréal. Des échantillons d'eau ont été prélevés d'un ruisseau qui draine une zone industrielle sur l'île de Montréal et qui traverse un parc (parc-nature du Bois-de-Liesse, à Montréal, Québec). Les lixiviats de sites d'enfouissement ont été collectés au site d'enfouissement de Miron, dans les limites de la ville de Montréal, puis échantillonnés à partir d'une conduite acheminant des lixiviats collectés du site d'enfouissement vers un bassin d'aération.
^[b] Énumération des populations servies par ordre décroissant.
^[c] Les sites comprenaient des sites industrialisés et peu industrialisés impliquant une étude des principales rivières, les baie de Chesapeake et de San Francisco ainsi que les lacs Huron, Michigan, Ontario et Supérieur. Seuls 7 % des échantillons d'eau analysés contenait du DEHA; les résultats pour les sédiments n'étaient pas fiables à cause des faibles taux de rétablissement.
^[d] Il est à noter que la substance était habituellement détectée dans des échantillons à blanc de laboratoire.
^[e] Le programme national d'évaluation préalable de la Suède (Swedish national screening program) comprenait des mesures à des sites ayant des sources ponctuelles et diffuses potentielles (usines de traitement des eaux usées), des sites urbains et des sites de référence. Au total, 125 échantillons ont été prélevés.

Les concentrations mesurées dans une variété d'environnements ont été résumées dans le tableau 8. Horn et al.(2004) ont mené une enquête sur les concentrations de plastifiants ordinaires (y compris le DEHA) et leurs métabolites en précipitation ainsi que sur les eaux de surface et les sédiments de rivière près de Montréal, au Québec. La fonte des neiges, les lixiviats de sites d'enfouissement et l’eau de rivière présentaient les plus hautes concentrations de DEHA, tandis que des concentrations élevées ont également été mesurées dans les sédiments, comme on pourrait s'y attendre étant donné les propriétés physicochimiques de la substance. Des échantillons d'eau de rivière et de sédiments ont été recueillis dans le fleuve Saint-Laurent à l'extrémité d'aval de l'île de Montréal. La concentration de DEHA dans l'eau du fleuve dont il est fait état dans cette étude est similaire aux valeurs supérieures des plages déterminées dans les études de surveillance menées dans les diverses régions des États-Unis, qui portaient aussi sur certains plans d'eau touchés (Kolpinet al., 2002; Wypych, 2004).

En outre, du DEHA a été mesuré dans les influents, les effluents et les boues d'usines de traitement des eaux usées (Barnabé et al., 2008; Beauchesne et al., 2008; Harrison et al., 2006; Nasu et al., 2001; Paxeus 1996), dans les eaux ménagères (Eriksson et al. 2003) et dans les lixiviats des sites d'enfouissement (Horn et al., 2004; Paxeus 2000). Les données liées à sept usines de traitement des eaux usées au Québec sont résumées au tableau 8.

Barnabé et al. (2008) ont étudié les plastifiants et leurs produits de dégradation dans les flux à traiter à l’usine de traitement des eaux usées de Montréal, qui fournit un traitement primaire avec certains processus d'élimination physique et chimique. Des concentrations de DEHA relativement élevées ont été mesurées dans les influents de systèmes d’égouts séparatifs (10,3 mg/L dans les influents du nord provenant d’une population principalement résidentielle, et 3 mg/L dans les influents du sud; les valeurs données au tableau 8 pour les influents sont des moyennes). Les auteurs notent que le DEHA était fortement associé à des matières solides huileuses et à des gouttelettes d'eau en suspension dans des eaux usées (influents); ainsi, il se peut que les échantillons recueillis n'aient pas été homogènes, et que les quantités de la substance dans les flux à l'installation de Montréal aient été surestimées. Quel que soit le cas, le DEHA était présent en concentrations bien plus importantes que deux autres plastifiants phtaliques couramment utilisés, qui ont été mesurés dans les flux à traiter. Les résultats indiquent que les sources de DEHA dans les eaux usées urbaines sont importantes et que la substance est probablement plus mobile ou est libérée des produits plus aisément que les deux autres plastifiants phtaliques.

Malgré le taux d'élimination significatif du DEHA issu du traitement primaire et physicochimique (98 %) à l'usine de traitement des eaux usées de Montréal, la substance a été mesurée dans les effluents à une concentration de 0,147 mg/L (Barnabé et al., 2008). Une bonne partie des matières solides enlevées n'ont pas pu être analysées et, par conséquent, il n'a pas été possible de terminer le bilan massique. Par ailleurs, compte tenu de la nature physicochimique du processus de traitement et de l'échelle de traitement relativement courte dans le temps, il est peu probable que la diminution de la concentration de DEHA soit principalement due à la biodégradation. Cependant, si l'on tient compte des débits massiques quotidiens (représentés par le jour d'échantillonnage en 2005), 320 kg de DEHA sont alors rejetés par jour dans les effluents de Montréal, et 87 kg par jour sont enlevés des boues déshydratées (Barnabé et al., 2008).

Des concentrations de DEHA ont été mesurées dans les influents, les effluents et les boues de six autres usines de traitement des eaux usées du Québec avec des systèmes de traitement biologique et à diverses durées de rétention hydraulique (Barnabé et al., données non publiées). La contribution industrielle (globale) aux influents a été définie comme étant inférieure à 5 % à trois des installations (Québec, Gatineau, Victoriaville), à 49 % à l'installation de Granby, et à 60 % à celle de Drummondville; elle n'a pu être déterminée pour l'installation de Thetford Mines. Les concentrations de DEHA variaient de 0,05 à 8 mg/L dans les influents et de non détectable à 5,9 mg/L dans les effluents. Du DEHA a aussi été mesuré dans les boues de ces usines avec des concentrations allant de 4 à 743 mg/kg dans les boues primaires, secondaires, digérées, déshydratées ou sèches (Beauchesneet al., 2008; Barnabé et al., données non publiées).

Rejets industriels

L'exposition aquatique au DEHA résultant d’activités industrielles est à prévoir si la substance est rejetée dans des eaux usées acheminées à une usine de traitement qui évacue ses effluents dans un plan d’eau. La concentration de la substance dans les eaux réceptrices près du point de rejet de l'usine de traitement des eaux usées est utilisée comme la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation du risque que présente la substance en milieu aquatique. On peut la calculer à l'aide de l'équation suivante :

où

Une analyse de l'exposition propre aux sites a été menée pour le milieu aquatique à 8 sites industriels qui sont définis comme traitant les plus hautes quantités de DEHA, d'après l'information recueillie dans le cadre de l'enquête réalisée en application de l'article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2010a). Ces 8 sites comprennent deux fabricants de DEHA, 5 utilisateurs industriels de la substance et une usine de nettoyage de contenants de DEHA. Chaque site est composé d'une ou deux installations et traite une quantité de la substance variant de 10 000 à 10 000 000 kg par an. La sélection des sites est basée sur l'hypothèse générale selon laquelle la quantité rejetée est proportionnelle à la quantité utilisée, fabriquée ou transportée, et les sites sélectionnés présentent le risque potentiel le plus élevé.

Dans cette analyse d'exposition propre aux sites (Environnement Canada, 2010b), on a présumé que l'installation ou les installations à chaque site acheminent leurs eaux usées vers une usine locale de traitement des eaux usées; ces eaux usées libèrent, à leur tour, des effluents vers un plan d'eau récepteur. On a établi la concentration environnementale estimée (CEE) dans les eaux réceptrices sur la base de la concentration dans l'effluent de traitement des eaux usées en appliquant un facteur de dilution dont la valeur peut atteindre 10 tout dépendant du débit des eaux réceptrices. La concentration dans les effluents a été estimée sur la base de la perte proportionnelle estimée de la substance dans les eaux usées, l’efficacité de l'élimination à l'usine de traitement des eaux usées et le débit des effluents de cette usine. La perte de la substance à partir de chaque installation a été estimée à 0,16 % pour les fabricants de DEHA ou les utilisateurs industriels, et à 0,2 % pour les installations de nettoyage de contenants de la substance (OCDE, 2009). On a également supposé que le nombre de jours d’activité est de 250 jours par an, ce qui est habituel pour les installations petites ou moyennes. Le taux d'élimination à l'usine de traitement des eaux usées a été estimé à 0 dans le cas d'un traitement inconnu, et, d’après les résultats obtenus au moyen d’un modèle informatique (ASTreat, 2006) il est estimé à 57,1 % pour le traitement primaire et 85,4 % pour le traitement secondaire. Le débit de l'effluent d'une usine de traitement des eaux usées, considéré comme proportionnel à la population desservie, varie de 2 000 à 350 000 m³ par jour.

D'après les hypothèses susmentionnées, on estime que les CEE sont comprises entre 0,01 et 73,13 µg/L pour les 8 scénarios industriels.

Rejets par les consommateurs

Les données de surveillance apportent un élément de preuve que du DEHA est rejeté dans les eaux usées acheminées aux usines de traitement et, par la suite, dans le milieu aquatique (voir le tableau 8), ce qui ne semble pas s’expliquer uniquement par les activités industrielles qui pourraient être à l’origine de rejets dans les eaux usées qu’elles envoient à des usines de traitement (selon les auteurs de ces études interreliées). Vu l’insuffisance de l’information sur les quantités de produits de consommation contenant du DEHA qui sont utilisées, il a été impossible d’élaborer un scénario pour la modélisation quantitative des rejets attribuables aux produits de consommation.

Caractérisation du risque écologique

La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable consistait à examiner les divers renseignements à l'appui et à tirer des conclusions suivant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Les forts volumes de fabrication et d'importation de DEHA, l'information sur les utilisations et sur la présence de cette substance dans les effluents des usines de traitement des eaux usées ainsi que les concentrations mesurées dans l'environnement au Canada indiquent un risque de rejet généralisé et continuel dans l'environnement au pays. Une fois dans l'environnement, la substance se répartirait surtout dans les sédiments et le sol, mais serait aussi présente dans la colonne d'eau sous forme dissoute ou d'émulsion.

Le DEHA ne devrait pas être persistant dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments suivant la définition donnée dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation. Cette substance ne devrait pas subir de bioconcentration ou de bioaccumulation dans les organismes aquatiques si l’on en juge d’après les résultats d’une étude de la bioconcentration chez les poissons et les données de modélisation selon lesquelles elle est rapidement métabolisée par les poissons. La majorité des études sur la toxicité aiguë ne font état d’aucun effet aigu à la limite d'hydrosolubilité, qui est bien inférieure à 1 mg/L. Dans un cas où un phénomène de létalité aiguë a été observé chez la truite arc-en-ciel, le mécanisme de toxicité pourrait avoir été un effet physique, ce qui est considéré comme pertinent sur le plan écologique. Les invertébrés, par contre, semblent plus sensibles au DEHA dans la colonne d’eau, comme l’indiquent les données disponibles sur la toxicité aiguë et la toxicité chronique. Le potentiel de toxicité chronique de la substance pour les organismes aquatiques (CMEO chronique < 0,1 mg/L) est préoccupant, car les données disponibles sur la toxicité indiquent que des effets néfastes peuvent se produire à des niveaux d’exposition chronique approchant la valeur limite d’hydrosolubilité estimée pour le DEHA ou se situant sous cette valeur. Comme la substance est métabolisée dans les poissons et excrétée de façon relativement rapide, le risque de toxicité chez le poisson n’est pas aussi préoccupant.

Vu les préoccupations de toxicité chronique chez les invertébrés, on a déterminé une CESE en divisant la valeur de toxicité chronique (CMAT), qui se chiffre à 0,035 mg/L (la valeur expérimentale valide la plus sensible) pour D. magna, par un facteur d'évaluation de 10 pour obtenir par extrapolation à partir de la valeur du laboratoire une concentration estimée sans effets sur le terrain. La CESE ainsi obtenue est de 0,0035 mg/L. C’est la même valeur que celle recommandée dans le rapport d’évaluation du SIDS de l’OCDE (OCDE, 2005), qui a été déterminée au moyen de la même étude, de la même valeur de toxicité chronique et du même facteur d’évaluation que ceux mentionnés ci-dessus.

Une analyse du quotient de risque, intégrant des données de surveillance et des estimations réalistes de l'exposition au Canada avec des renseignements sur la toxicité (déterminée par le calcul du rapport CEE/CESE), a été réalisée pour le milieu aquatique et sédimentaire, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Les CEE et les quotients de risque connexes déterminés pour les scénarios canadiens sont résumés ci-après dans le tableau 9.

Tableau 9. Résumé des analyses du quotient de risque pour le DEHA

^[a] Hornet al. (2004); le site du fleuve du Saint-Laurent se trouvait à l'extrémité aval de l'île de Montréal et des échantillons d'eau de rivière et de sédiments étaient prélevés à moins de deux mètres du littoral; le ruisseau draine une zone industrielle sur l'île de Montréal et traverse un parc. Des échantillons de neige vierge ont été prélevés dans un espace vert du centre-ville de Montréal. Les lixiviats de site d’enfouissement ont été recueillis à la carrière Miron; les échantillons ont été pris au tuyau par lequel les lixiviats sont acheminés jusqu’à un bassin d’aération.
^[b] Barnabé et al. (2008); la CEE a été calculée à l'aide de la concentration mesurée dans les effluents (tableau 8) et d'un facteur de dilution de 10 pour tenir compte de la dilution dans les eaux réceptrices.
^[c] Barnabé et al. (données inédites); s.o. : sans objet, car aucun DEHA n’a été trouvé en quantité détectable dans les effluents. La CEE a été calculée à l'aide de la concentration mesurée dans les effluents (tableau 8) et d'un facteur de dilution de 10 défini en fonction des eaux réceptrices.
^[d] Analyse des rejets industriels propres aux sites et de l'exposition présentée dans le présent rapport; voir la section sur l'évaluation de l'exposition de l’environnement.
^[e] Des rejets industriels à des sites spécifiques et l’analyse de l’exposition développée dans ce raport; voir la section Évaluation de l'exposition de l’environnement

Comparées à la CESE, les concentrations de DEHA mesurées dans l’eau du fleuve et des ruisseaux près de Montréal ont donné des quotients de risque de 4 et 1,7, respectivement. Les CEE ont aussi été calculées avec la concentration de DEHA mesurée dans les effluents d’un certain nombre d'usines de traitement des eaux usées du Québec avec un facteur de dilution de 10 pour l’estimation de la concentration dans les eaux réceptrices (comme l'approche utilisée dans les scénarios de rejets industriels propres aux sites). Ces analyses ont permis de déterminer des quotients de risque préoccupants (d’une valeur dépassant 1) de 4,3 à 169 dans l’environnement récepteur situé près de quatre des usines de traitement des eaux usées surveillées. Par conséquent, des effets nocifs sont possibles pour les organismes aquatiques de ces sites.

Les analyses des rejets industriels propres aux sites et de l'exposition effectuées au moyen de modèles ont donné des valeurs de CEE de 0,00001 à 0,073 mg/L pour les 8 sites où sont utilisées les plus grandes quantités de DEHA. Les quotients de risque associé au DEHA pour ces 8 sites allaient de 0,003 à 21, et pour 4 de ces sites, le quotient dépassait 1. Des effets nocifs sont donc à prévoir pour les organismes aquatiques de ces sites.

Si on utilise la VCT_sédiments estimée auparavant à 55,7 mg/kg (poids sec) et qu’on divise par un facteur de 10 pour tenir compte de l'extrapolation des résultats du laboratoire aux conditions de terrain ainsi que des variations interspécifiques, la CESE pour les organismes des sédiments est de 5,6 mg/kg. Si l’on utilise la concentration de DEHA dans les sédiments de 4,4 mg/kg dont font état Horn et al.(2004) pour un site près de Montréal (Québec), on obtient un quotient de risque pour les sédiments de ce site de 0,8.

Les renseignements présentés ci-dessus indiquent que le DEHA peut avoir des effets nocifs sur l’environnement au Canada.

Incertitudes de l'évaluation des risques écologiques

Peu de données étaient disponibles au cours de l'évaluation du potentiel de bioaccumulation de la substance. La concentration d'exposition utilisée pour calculer la valeur de bioaccumulation expérimentale est supérieure à la limite d'hydrosolubilité de la substance. Cependant, même la valeur ajustée serait bien au-dessous du FBC ≥ 5 000 des critères de bioaccumulation. En outre, le métabolisme du DEHA est relativement rapide, ce qui indique que la substance n'est vraisemblablement pas bioaccumulable.

On admet qu’il y a des incertitudes concernant le risque d'exposition des organismes aquatiques à la substance, même si les concentrations mesurées près de Montréal et les concentrations environnementales estimées d’après la concentration dans les effluents d’un certain nombre d'usines de traitement des eaux usées du Québec sont comparables. La contribution industrielle globale aux influents des usines de traitement des eaux usées a été estimée, mais on ignore dans quelle mesure les concentrations de DEHA dans les effluents sont attribuables à des activités industrielles ou à l’utilisation des produits de consommation contenant du DEHA. Des modèles d’exposition industrielle ont aussi été utilisés en complément des données empiriques sur les concentrations, avec des hypothèses réalistes du pire des cas possibles pour la détermination des rejets potentiels.

L'importance du sol et des sédiments comme milieux d'exposition ne peut être convenablement évaluée d’après les données disponibles sur les effets toxicologiques, lesquelles concernent principalement l'exposition des organismes pélagiques. Le DEHA se retrouve dans les sédiments et aboutit dans les biosolides des eaux usées, comme en attestent les concentrations relevées dans les boues des usines de traitement des eaux usées du Québec. Il est donc possible que la substance se retrouve dans le sol après épandage de biosolides sur des terres si les biosolides qui contiennent du DEHA ne sont pas envoyés à un site d’enfouissement ou incinérés.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et aliments

Des estimations de l'absorption dans divers milieux naturels ont été établies principalement à partir des données nord-américaines. Les estimations de la limite supérieure de l'absorption journalière du DEHA à partir de milieux naturels et d'aliments pour tous les groupes d'âge sont résumées dans l'annexe 2. Les estimations totales variaient de 0,02 mg/kg poids corporel (p.c.) par jour pour les nourrissons nourris au lait maternisé (de 0 à 6 mois) à 0,63 mg/kg p.c. par jour pour les enfants (de 5 à 11 ans). On a jugé que les aliments constituaient le facteur contribuant à l'absorption pour tous les groupes d'âge, sauf les nourrissons nourris au lait maternisé^[2] (de 0 à 6 mois).

Milieux naturels

Les données limitées sur les concentrations mesurées de DEHA dans les milieux naturels au Canada ou ailleurs ont été déterminées. Tandis que des rejets de DEHA dans les milieux naturels ont été signalés principalement dans l'air (consulter la section sur les rejets dans l'environnement), la persistance de la substance dans l'air est considérée comme faible au vu de ses propriétés physicochimiques et de sa demi-vie estimée à deux jours ou moins (consulter le tableau 5).

Une étude américaine a été relevée pour les concentrations mesurées de DEHA dans l'air intérieur, et de la poussière a été échantillonnée dans 120 maisons à Cape Cod, Massachusetts. La concentration maximale de DEHA dans l'air intérieur, signalée dans cette étude, était de 66 ng/m³ (6,6 × 10^-5 mg/m³). L'étude a également signalé une concentration médiane de DEHA de 9,0 ng/m³ avec le seuil de détection de 3 ng/m³ (Rudel et al., 2003). Les concentrations maximale et médiane déclarées dans cette étude étaient supérieures à la valeur déclarée dans une autre étude (2,0 ng/m³) qui mesurait le niveau de l'air intérieur dans un immeuble à bureaux en 1986 (Wescheler et Shields, 1986). La valeur plus élevée de 66 ng/m³ a été utilisée dans l'estimation de l'absorption quotidienne totale.

Le DEHA est relativement insoluble dans l'eau et devrait se répartir dans les sédiments en environnement aquatique, tel qu'il est prédit par le modèle de fugacité (tableau 4). La substance devrait aussi s'adsorber fortement sur les matières solides en suspension et les sédiments en fonction des valeurs du log K_co estimées élevées; par conséquent, on prévoit que les concentrations de DEHA dans l'eau potable disponible pour la population générale seront faibles.

On a relevé deux études canadiennes déclarant les concentrations mesurées de DEHA dans l'eau potable; une étude surveillait les niveaux dans l'eau du robinet (Horn et al., 2004), alors que l'autre faisait état des mesures dans l'eau embouteillée (Cao, 2008). Une concentration plus élevée a été mesurée dans l'eau du robinet (5,1 mg/L), cependant, le seuil de détection et le nombre d'échantillons n'étaient pas clairement indiqués dans le rapport. Dans la première étude, l'eau du robinet a été échantillonnée continuellement à partir du réseau de distribution d'eau de Montréal. Une quantité totale de 44,3 L, à un débit de 1 L par heure, a été passée dans 100 mL de chloroforme de la qualité utilisée pour la chromatographie liquide à haute performance (CLHP). Aucun autre détail n'est fourni dans le rapport d'étude (Horn et al., 2004). Dans l'étude sur l'eau embouteillée, onze échantillons au total ont été analysés; ils comprenaient de l'eau gazeuse et non gazeuse contenue dans des bouteilles en verre, en polycarbonate et en polyéthylène téréphtalate (PET). Le DEHA n'a été détecté dans aucun des échantillons avec un seuil de détection de 17 ng/L (± 4,78 %).

D'autres études sur l'eau du robinet, l'eau embouteillée et l'eau traitée d'une usine de traitement de l'eau aux États-Unis et ailleurs ont indiqué des concentrations de DEHA variant de 0,010 à 1,7 mg/L (Sheldon et Hites, 1979; USEPA, 1994; Schmidet al., 2008). Certaines mesures de l'eau embouteillée ont été effectuées dans des conditions extrêmes comme l'exposition à la lumière du soleil à 60 ^oC, où la concentration maximale de DEHA mesurée était de 0,046 mg/L (Schmid et al., 2008).

Du DEHA a également été mesuré dans les eaux de surface au Canada à des concentrations allant de 5,8 à 150 mg/L (Horn et al., 2004). Aux États-Unis et en Europe, la concentration maximale de DEHA signalée dans les eaux de surface variait de 0,03 à 300 mg/L (Gusten et al., 1974; Strosher et Hodgson, 1975; Sheldon et Hites, 1978, 1979; Lin et al., 1981; DeLeon et al., 1986; Penalver et al., 2001; Kolpin et al., 2002; Wypych, 2004). De 1999 à 2000, le Geological Survey des États-Unis (Service géologique des États-Unis) a mesuré une concentration maximale de DEHA de 10 mg/L et une concentration médiane de 3 mg/L dans 139 cours d'eau répartis dans les différentes régions des États-Unis (Kolpinet al., 2002).

La concentration de DEHA la plus élevée dans l'eau potable, déterminée dans deux études canadiennes (5,1 mg/L), a été utilisée pour établir une estimation prudente de l'absorption quotidienne totale. Cette valeur constituait également la plus forte concentration de DEHA dans l'eau portable parmi l'ensemble de données. Ce niveau est inférieur au niveau de 80 mg/L établi par une directive internationale sur l'eau potable relativement au DEHA, définie par l'Organisation mondiale de la Santé (OMS, 1996), à la concentration maximale dans l'eau potable de 400 mg/L déterminée par l'EPA des États-Unis (USEPA, 1998), ainsi qu'à la concentration de 292 mg/L fixée par la recommandation pour la qualité de l'eau potable dans l'État américain du Maine (State drinking water guideline) (Maine CDC, 2008). L'article 165.110 du titre 21 du Code of Federal Regulations de la FDA des États-Unis répertorie également le DEHA avec un niveau acceptable de 400 mg/L dans l'eau embouteillée (USFDA, 2003).

Aucune donnée n'a été relevée pour les concentrations de DEHA dans le sol, tandis qu'une étude américaine a signalé des concentrations de la substance dans la poussière de 119 maisons. La concentration maximale de DEHA était de 391 mg/g avec une médiane de 5,97 mg/g, une valeur minimale de 0,935 mg/g et un seuil de détection de 0,4 mg/g (Rudel et al., 2003). En outre, une étude canadienne a été relevée, indiquant une concentration de DEHA dans les sédiments de rivière de 4,4 mg/kg (Horn et al., 2004). Ailleurs, du DEHA a été détecté, mais pas quantifié dans les échantillons de sédiments recueillis à partir du lac Jusan et dans les échantillons de matériaux benthiques collectés dans la baie Mutsu, Japon (Ishizuka, 1995).

La concentration maximale de DEHA de 391 mg/g dans la poussière, indiquée par l'étude américaine, a été utilisée comme valeur de substitution pour le DEHA dans le sol, notamment dans les estimations de l'absorption quotidienne.

Aliments

La migration du DEHA à partir des pellicules d'emballages alimentaires de PVC a fait l'objet de nombreuses études dans divers pays, notamment pour les aliments gras comme le fromage et la viande (Till et al., 1982; Castle et al., 1987; MacLeod et Snyder, 1988; Mercer et al., 1990; Gilbert et al., 1988; Page et Lacroix, 1995; Petersenet al., 1995; Petersen et Briendahl, 2000; Goulas et al., 2000; Fankhauser-Noti et al., 2006; Fankhauser-Noti et Grob, 2006; Goulas et al., 2008). Dans un nombre limité d'études relevées, la concentration de DEHA a été mesurée dans divers aliments en mg/g (mg/kg). Ces études ont été incluses dans l’ensemble de données critiques utilisé pour l’estimation de l'absorption alimentaire de DEHA (Startinet al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; Goulas et al., 2000; Petersen et Briendahl, 2000; Fankhauser-Noti et Grob, 2006). Il a été démontré que la migration du DEHA vers les aliments augmente selon la durée de contact, la température de stockage et l'exposition (y compris le réchauffage au micro­ondes), la zone de contact exposée (entre les aliments et les pellicules d'emballages alimentaires de PVC contenant du DEHA), la quantité de DEHA contenue dans l'emballage, la quantité de matières grasses, et la teneur en eau des aliments (Startin et al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; OCDE, 2005).

Afin de déterminer les estimations de l'absorption quotidienne de DEHA à partir des aliments pour la population générale canadienne, on a sélectionné les résultats indiqués dans une étude canadienne (Page et Lacroix, 1995) plutôt que les mesures de la substance dans les aliments provenant d'autres pays. Faute de données canadiennes, des données en provenance d’autre pays ont été incluses dans les estimations.

L'étude canadienne menée par Page et Lacroix (1995) indique des niveaux de divers plastifiants présents dans les emballages alimentaires sélectionnés, de même que comme migrants dans différents aliments. Les aliments choisis étaient ceux qui étaient susceptibles d'être emballés dans des matières plastifiées, y compris les aliments emballés dans des pellicules en plastique souple par le détaillant ou le fabricant, ou dans des bouteilles ou des récipients comportant un bouchon ou un couvercle revêtu plastifié. La sélection incluait également des aliments pouvant entrer en contact avec des tubes de transport ou des réservoirs de stockage plastifiés. Au total, 260 échantillons d'aliments emballés choisis de même que 99 échantillons d'aliments composites disponibles ont été analysés pour y détecter la présence de plastifiants phtaliques et de DEHA. Une analyse a également été menée sur une base alimentaire entière (concentration de DEHA déclarée en mg/g nourriture) et sur la surface exposée (mg/cm²). Les concentrations de DEHA dans des échantillons non touchés ou de base, obtenues pour plusieurs échantillons de viande et de poulet, étaient inférieures à 0,4 mg/g dans tous les cas, tandis que les concentrations plus élevées ont été mesurées près de la surface (Page et Lacroix, 1995). Par ailleurs, on a analysé les pellicules de PVC utilisées comme emballages alimentaires dans les enquêtes et on y a détecté 11,5 à 20,5 de DEHA, avec une moyenne de 16,3 %.

Au cours de l'étude canadienne, on a analysé 14 types de fromage en contact avec une pellicule d'emballage alimentaire; la plus haute valeur mesurée était de 310 µg/g (cheddar marbré) et elle a été utilisée pour l'estimation de l'absorption du DEHA à partir de cheddar. De faibles concentrations de DEHA ont été signalées dans des aliments ayant une faible teneur en matières grasses, comme des fruits et légumes. De même, dans la plupart des aliments qui ne sont pas susceptibles d'être emballés dans des pellicules de PVC, comme les œufs, les noix, les graines, le sucre, les boissons gazeuses et les alcools, en général, aucun DEHA n’a été trouvé en quantité détectable. La valeur de la limite de détection n’a pas toujours été indiquée dans cette étude; dans ces cas, la valeur détectée la plus faible était présumée être la limite de détection, et on a présumé que les aliments ne contenant pas de DEHA en quantité détectable en renfermaient une concentration équivalant à la moitié de la limite de détection (Page et Lacroix 1995).

Les concentrations de DEHA dans des aliments pour bébés et des préparations pour nourrissons ont été signalées dans une étude danoise (Petersen et Briendahl, 2000). L’équipement de traitement (p. ex. les tubes, les revêtements de surface et les joints d’étanchéité recouverts de plastique) qu’utilise l’industrie de l’alimentation et qui entre en contact direct avec les aliments constituait, selon les auteurs de l’étude, une source possible d’exposition. Au cours de cette étude, différents types d'aliments pour bébés (11 échantillons) ou de préparations prêtes à manger pour nourrissons (11 échantillons) ont été échantillonnés dans des magasins de vente au détail, puis analysés avant leur dernier jour d'utilisation. Différents types d'aliments pour bébés, tels que des fruits, des céréales, du riz mélangé à des fruits ou de la viande mélangée à des légumes ont été représentés. Aucun des échantillons ne contenait de DEHA en quantité détectable. Des formules pour nourrissons vendues sous forme de poudre à mélanger à de l'eau, ou sous forme de produits prêts à manger ont été analysées : des concentrations de DEHA de 0,02 et de 0,05 mg/g ont été mesurées dans deux échantillons. À défaut de données canadiennes, La limite de détection la plus élevée, soit 0,03 mg/g pour les aliments pour bébés, et la valeur plus élevée de 0,05 mg/g pour les formules pour nourrissons ont servi à estimer la dose absorbée (Petersen et Briendahl, 2000).

Si on considère l’exposition environnementale et alimentaire, on constate que les aliments constituent la principale partie de la dose absorbée quotidienne totale de DEHA pour la plupart des groupes d'âge, avec des estimations de l'exposition allant de 0,6 mg/kg p.c. par jour pour les nourrissons nourris au lait maternisé (de 0 à 6 mois ) à 626 mg/kg p.c. par jour pour les enfants de 5 à 11 ans. Aucune donnée n’a été trouvée sur la concentration de DEHA dans le lait maternel.

Incertitudes

La confiance à l'égard des estimations de l'exposition environnementale du DEHA est modérée. Même si l'on disposait de données limitées sur la concentration du DEHA dans les milieux naturels au Canada, les valeurs utilisées pour estimer l'absorption quotidienne provenaient de mesures récentes prises au Canada et aux États-Unis et constituaient les plus fortes concentrations déclarées.

Il y a un haut degré d'incertitude concernant les estimations de l'exposition à la substance à partir des aliments, en raison des données limitées et du manque d'information issue d'enquêtes canadiennes sur les aliments. Lorsqu'elles sont disponibles, les données canadiennes ont été utilisées pour déterminer des estimations de l'absorption de DEHA par les aliments dans un contexte canadien; cependant, il a été reconnu que des concentrations plus élevées de DEHA sont signalées dans certains aliments dans d'autres pays, notamment le Royaume-Uni (Goulaset al., 2000; Harrison, 1988; Startin et al., 1987). L'utilisation des valeurs inférieures de l'étude canadienne peut entraîner la sous-estimation de l'exposition, mais des facteurs indiquent que la concentration de DEHA dans les emballages alimentaires aussi bien que le nombre de matériaux d’emballages alimentaires contenant du DEHA pourraient avoir diminué, étant donné la durée pendant laquelle les études ont été menées, auquel cas l'absorption totale du DEHA par la migration à partir des emballages alimentaires aurait aussi baissé.

En outre, d'autres estimations déclarées de l'absorption quotidienne de DEHA à partir d'aliments sont inférieures aux estimations déterminées dans l'évaluation actuelle, variant environ de 1 à 100 mg/kg p.c. par jour (Fromme et al., 2007: Petersen et Breindahl, 2000; Loftus et al., 1994; Tumura et al., 2001, 2003; OCDE, 2005). Dans ces études, l'absorption de DEHA a été déterminée par l'analyse d'échantillons alimentaires entiers et par la mesure des métabolites dans l'urine.

Même si les estimations de l'exposition calculée sont probablement prudentes, il est reconnu que des incertitudes demeurent en raison du manque de données sur les concentrations de DEHA dans les aliments préparés qui sont conservés dans une pellicule d'emballage de PVC avec laquelle ils sont en contact ainsi que dans les plats précuits à réchauffer au micro-ondes et les aliments préparés des supermarchés et des magasins de mets à emporter, lesquels n'étaient pas inclus dans les estimations de l'exposition. Il est admis qu’avec une telle approche, l’exposition réelle de la population canadienne en général pourrait avoir été sous-estimée.

Produits de consommation

Le DEHA est principalement utilisé en tant que plastifiant dans les plastiques PVC. Ainsi, on peut le trouver dans divers produits de consommation. D'après les renseignements soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et d'autres sources accessibles au public, le DEHA est présent dans les nettoyants puissants pour les mains, les lubrifiants et les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures (Clorox, 2008; K-G Packaging, 2008; Jig-A-Loo Canada Inc., 2009; Environnement Canada, 2010a). Il est aussi utilisé dans des cosmétiques et des produits de soins personnels (SDC, 2010).

D'après les propriétés physiques et chimiques du DEHA (faible pression de vapeur, poids moléculaire et K_oe élevés et faible hydrosolubilité), l'inhalation de la substance est peu probable, et on juge que la principale voie d'exposition durant l'utilisation de produits de consommation est la voie cutanée. L'inhalation pendant l'utilisation de vaporisateurs à poussoir est jugée peu probable compte tenu de la taille des particules (CIR, 2006). L'absorption du DEHA par voie cutanée devrait être limitée au vu des propriétés physicochimiques de la substance (p. ex. poids moléculaire).

Produits cosmétiques et produits de soins personnels

L'exposition au DEHA par l'utilisation de produits de soins personnels, y compris les cosmétiques, a été estimée à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (ConsExpo, 2006) pour les produits trouvés dans la base de données du Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010). Seule l'exposition cutanée a été estimée pour la majorité des produits en fonction des propriétés physiques et chimiques de DEHA ainsi que des types de produits connus pour leur teneur en DEHA. Un résumé des estimations de la limite supérieure de l'exposition chronique pour l'utilisation de chaque produit ainsi que des estimations globales de l'exposition pour l'utilisation de divers produits est présenté dans le tableau 10, tandis que les détails sur les scénarios d'exposition sont résumés dans l'annexe 3. Les estimations de l'exposition étaient basées sur des plages de concentrations de la limite supérieure signalées dans le SDC (SDC, 2010). Les estimations globales de l'exposition ont été résumées pour les hommes et femmes adultes de façon séparée, afin de définir la différence entre les types de produits utilisés par chaque sexe (p. ex. après utilisation d'une lotion après-rasage pour les hommes). Pour les produits à rinçage comme le shampooing, les nettoyants pour les mains et la crème à raser, des facteurs de rétention ont été appliqués selon le cas (voir les détails à l'annexe 3).

Pour les produits couramment utilisés qui contribuent à l'exposition chronique au DEHA, comme les hydratants pour la peau, le maquillage pour les yeux et le visage, l'exposition totale était principalement attribuable aux hydratants pour la peau (0,2 -- 13,6 mg/kg p.c. par jour) pour les hommes et les femmes adultes. L'estimation de la limite supérieure de l'utilisation combinée de plusieurs produits a aidé à déterminer une dose appliquée de 0,7--22,0 mg/kg p.c. par jour pour une femme adulte, et de 0,6 -- 18,6 mg/kg p.c. par jour un homme adulte (tableau 10). Globalement, les estimations de la limite supérieure de l'utilisation combinée de plusieurs produits cosmétiques et de soins personnels par un adulte ont permis de définir une dose appliquée de 0,6 -- 22,0 mg/kg p.c. par jour.

Tableau 10. Résumé des estimations de l'exposition chronique au DEHA par voie cutanée due à l'utilisation de produits de soins personnels pour un adulte^[a]

^[a] Valeurs modélisées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (RIVM 2006) avec des hypothèses par défaut, sauf mention contraire dans l'annexe 3.
^[b] D'après les concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).

Pour les produits de soins personnels utilisés moins fréquemment, notamment les préparations pour bains et les lotions illuminatrices pour le corps, on a estimé des expositions par utilisation de produit (tableau 11). Les estimations de la limite supérieure d'exposition les plus élevées ont été dérivées à partir de l'utilisation des préparations pour bains; elles variaient de 0,2 à 7,2 mg/kg p.c. de la dose appliquée par utilisation.

Tableau 11. Résumé des estimations de l'exposition aiguë au DEHA par voie cutanée chez un adulte, due à l'utilisation de cosmétiques et de produits de soins personnels^[a]

^[a] Valeurs modélisées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (RIVM, 2006) avec des hypothèses par défaut, sauf mention contraire dans l'annexe 3.
^[b] D'après les concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).
^[c] Dose externe aiguë appliquée déclarée par application.
^[d] Communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juillet 2010; source non citée.

La faible exposition à la substance par d'autres voies d'exposition a été estimée pour deux produits contenant du DEHA, notamment le rouge à lèvres et le vernis à ongles (SDC, 2010). Les deux produits contenaient la substance à raison de 0,1 à 10 % (p/p). L'exposition orale issue de l'utilisation de rouge à lèvres a donné une dose externe chronique appliquée variant de 5,6 × 10^-4 à 5,6 × 10^-2 mg/kg p.c. par jour; l'exposition par inhalation découlant de l'utilisation de vernis à ongles a, elle, donné une plage de concentrations moyennes par événement de 5,2 × 10^-6 à 5,6 × 10^-4 mg/m³ pendant l'utilisation du produit. Les détails sur les estimations de l'exposition sont résumés dans les annexes 3b) (voie orale) et 3c) (inhalation).

Autres produits de consommation

D'après les renseignements disponibles, l'exposition au DEHA par l'utilisation de produits de consommation a été estimée pour les produits présentés dans le tableau 12, que l'on considère comme étant en vente sur le marché canadien (Clorox, 2008; K-G Packaging, 2008; Jig-A-Loo Canada Inc., 2009; Environnement Canada, 2010a; communication personnelle du Bureau de gestion du risque adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).

Les estimations de l'exposition au cours de l'utilisation de produits de consommation ont été calculées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (ConsExpo, 2006). Les estimations finales de l'exposition (externe) par voie cutanée ainsi que les concentrations dans l'air (le cas échéant) sont résumées dans le tableau 12. Les données et les hypothèses utilisées dans le modèle ConsExpo 4.1 de chacun des scénarios liés aux produits de consommation sont présentées à l'annexe 4.

Tableau 12. Résumé des concentrations estimées du DEHA dans l'air, de la dose initiale et de l'exposition (externe) par voie cutanée au cours de l'utilisation de produits de consommation

Abréviation : kg p.c. = kilogramme de poids corporel.
^[a] K-G Packaging, 2008.
^[b] Jig-A-Loo Canada Inc., 2009.
^[c] Communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).
^[d] Clorox, 2008.

Deux rapports disponibles de l'Agence de la protection de l'environnement du Danemark (EPA du Danemark) indiquent d'autres types de produits contenant la substance (EPA du Danemark, 2002, 2008).

Du DEHA a été mesuré à 38 et 40 mg/kg dans l'un des quatre échantillons d'argiles testés par cuisson dans le four au Danemark. Le DEHA était le seul adoucisseur détecté en tant que composé mineur dans cet échantillon, alors que de 16 % à 24 % de phtalates ont été décelés dans les quatre échantillons d'argile (EPA du Danemark, 2002).

Une autre étude menée par l'EPA du Danemark a analysé des stylos feutres, de la colle scintillante, de la peinture à l'acrylique, et du plastique rétractable en tant que sources potentielles d'exposition pour les enfants, au cours de l'utilisation de produits de récréation pour enfants. Du DEHA a été détecté dans des stylos feutres d'un magasin de discompte, à 0,35 mg/g (orange) et à 0,32 ± 0,02 mg/g (violet), avec un seuil de détection variant de 0,01 à 0,1 mg/g. Aucune concentration de DEHA n'a été détectée dans les 13 autres stylos feutres analysés. L'exposition maximale a été estimée à 0,00012 mg/kg p.c. par jour pour l'absorption de la substance par voie orale, notamment par la succion des doigts ou par l'utilisation de stylos feutres (EPA du Danemark, 2008).

Les estimations de l'exposition n'ont pas été calculées pour ces produits étant donné qu'il est très incertain qu'ils soient disponibles sur le marché canadien.

Incertitudes

Le degré de confiance lié aux estimations modélisées de l'exposition au DEHA par les produits de consommation et les produits de soins personnels est modéré à élevé, puisque l'information sur les concentrations de la substance dans ces produits est propre au Canada. Il se peut que d'autres produits de consommation contenant du DEHA ne soient pas pris en compte dans cette évaluation en raison des renseignements limités concernant le Canada.

Il est admis qu’une incertitude est associée à l’utilisation de modèles pour estimer l’exposition de la population générale au DEHA qui découle de l’emploi de cosmétiques. Une étude de biosurveillance où on a mesuré les concentrations d’un métabolite du DEHA dans l’urine a été relevée, mais elle n’a pas été jugée représentative de la consommation actuelle de produits contenant du DEHA par la population générale au Canada (EPFMA, 1998). Les valeurs des paramètres par défaut du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006) étaient basées sur des scénarios de limite supérieure dans lesquels on suppose une population générale qui utilise fréquemment des produits de consommation. Il est reconnu qu’une incertitude est associée à l'utilisation de paramètres de modélisation qui ne sont pas propres au Canada, mais ainsi, il est probable que les estimations de l'exposition des consommateurs sont prudentes.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 5 comporte un résumé des renseignements disponibles à propos des effets du DEHA sur la santé.

L'EPA des États-Unis (USEPA, 1994^[3]) a classé le DEHA comme substance cancérogène (pour les humains éventuellement) de catégorie C. Une classification de Groupe 3 (non classifiable quant à sa cancérogénicité pour les humains) a été donnée par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC, 1982, 2000). Ces classifications sont surtout fondées sur des observations de tumeurs hépatiques accrues chez les souris femelles, mais pas chez les rats, quel que soit leur sexe. La Commission européenne (1999) considère le risque de cancer attribuable à l'exposition environnementale au DEHA comme minime. La substance est en train d'être réévaluée dans le cadre du programme IRIS de l’EPA des États-Unis (USEPA, 1994).

Des études de la toxicité et de la cancérogénicité du DEHA ont été menées sur des rats Fischer 344 et des souris B6C3F1. Chez les souris, une dépression du taux de croissance a été observée aux deux doses les plus élevées (3 222 et 8 623 mg/kg p.c. par jour chez les femelles, et 2 659 et 6 447 mg/kg p.c. par jour chez les mâles) pour les deux sexes, après une administration orale du DEHA dans un régime alimentaire de 104 semaines (NTP, 1982; USEPA, 1984b ; Kluwe et al., 1985). Mis à part les tumeurs hépatiques (carcinomes et adénomes combinés) chez les femelles ayant reçu des doses élevées, aucun changement histopathologique n'a été observé. En outre, aucune réponse cancérogène n'a été observée dans d'autres organes examinés. De même, aucune augmentation des tumeurs, des nodules néoplasiques ou carcinomes hépatocellulaires liée au traitement n'a été notée chez les rats après 106 semaines d'exposition (Hodge et al., 1966; NTP, 1982; Kluwe et al., 1985). Aucune tumeur n'a, par ailleurs, été déclarée dans une étude d'un an portant sur des chiens ayant reçu 0,2 % de DEHA par voie orale dans leur régime alimentaire (équivalant à 50 mg/kg p.c. par jour, sur la base du rapport de Santé Canada de 1994) (données non publiées, aucun renseignement fourni dans Hodge et al., 1966). Similairement, on n'a relevé aucune preuve de la cancérogénicité dans une étude de badigeonnage sur la peau impliquant des souris C3H auxquelles on a administré 0, 0,1, ou 10 mg de DEHA (équivalant à 0, 3.3, ou 333 mg/kg p.c. par jour, d'après l'étude de Santé Canada de 1994) dans 0,20 mL d'acétone une fois par semaine jusqu'à leur décès (doses totales maximales à vie de 293 ou 30 667 mg/kg p.c. chez les mâles, et de 327 ou 33 667 mg/kg p.c. chez les femelles, respectivement, selon l'étude de Santé Canada de 1994) (Hodgeet al., 1966; USEPA, 1994). Aucun autre effet non néoplasique n'a été observé, même à la plus forte dose administrée, mais peu de paramètres ont été mesurés (poids moyen par cage, autopsies macroscopiques). Ainsi, cette étude n'est pas adaptée pour une utilisation dans la caractérisation des risques. La dose minimale avec effet critique non néoplasique par voie orale était de 1 500 mg/kg p.c. par jour d'après la baisse du gain pondéral chez les rats Fischer 344 après 106 semaines d'administration de DEHA dans un régime alimentaire (NTP, 1982). Aucune étude de l'inhalation du DEHA à long terme n'a été relevée.

Il est proposé que la tumorigénicité du DEHA sur le foie est une fonction de prolifération des peroxysomes (Reddy et al., 1980). Les proliférateurs de peroxysomes (PP) constituent un groupe de composés divers qui causent l'hypertrophie et l'hyperplasie hépatiques, une hausse du nombre et du volume des peroxysomes, une induction de l'oxydation de la palmitoyl-coenzyme A (CoA), l'hydroxylation de l'acide laurique et la tumorigenèse hépatique chez des rongeurs ayant été traités par administration chronique d'une dose élevée (Dirven et al., 1992; DeLuca et al., 2000; Klaunig et al., 2003). Des données laissent penser que la stimulation de la synthèse de l'ADN par les proliférateurs de peroxysomes peut être plus importante dans le processus cancérogène que la prolifération des peroxysomes en soi (Marsman et al., 1988; Yang et al., 2007). D'autres mécanismes proposés, par lesquels les proliférateurs de peroxysomes induisent des tumeurs hépatiques chez des rongeurs, incluent le stress oxydatif, la croissance accrue des lésions prénéoplasiques, et l'inhibition de l'apoptose (CIRC, 1995; Lake, 1995). L'augmentation du volume du foie par les proliférateurs de peroxysomes est due à l'hyperplasie et à l'hypertrophie. La réaction hyperplasique est visible dans les jours suivant l'administration de proliférateurs de peroxysomes (examiné par Lock et al., 1989). Les preuves disponibles indiquent que la prolifération des peroxysomes dans le foie de rongeurs se fait par l'intermédiaire de l'activation du récepteur α (PPARα), qui fait partie de la superfamille des récepteurs des hormones activés par des ligands (Klaunig et al., 2003).

Les différences de sensibilité envers les proliférateurs de peroxysomes entre les humains, les primates non humains et les rongeurs ont été examinées en profondeur (Bentley et al., 1993; Doull et al., 1999; USEPA, 2003; Peterset al., 2005). Les hépatocytes en culture de ces espèces, sauf les rongeurs, n'ont pas montré de réaction à une variété de proliférateurs de peroxysomes. Aucune étude portant spécifiquement sur les effets du DEHA sur les hépatocytes humains n'a été relevée. Les études ne concordent pas toutes, mais l'expression du PPARα dans le foie humain peut être bien inférieure à celle qui a été observée chez les souris (environ un dixième) (Palmer et al., 1998; Klauning et al., 2003; Peters et al., 2005; Peters, 2008). Les biopsies du foie issues d'études épidémiologiques sur des sujets volontaires humains ont indiqué que les preuves de la prolifération des peroxysomes ne sont pas convaincantes (examiné dans Bentley et al., 1993).

Plus récemment, deux modèles impliquant des souris transgéniques humanisées à l'aide du PPARα ont été générés; ils montrent que même si les proliférateurs de peroxysomes peuvent activer l'expression du PPARα humain, il n'y a pas d'effets mitogénétiques et hépatocancérogènes (Cheunget al., 2004; Morimura et al., 2006). On a laissé entendre que la différence de réaction entre espèces peut être due à une régulation propre aux espèces d'un micro-ARN (Shah et al., 2007; Peters, 2008). Cependant, il doit être noté que d'après les conclusions de l'étude chronique sur les rats et les souris, on n'est pas sûr que les tumeurs observées sont uniquement dues à la prolifération des peroxysomes, car cet effet a été observé chez les rats et les souris, tandis que les tumeurs ont seulement été constatées chez les souris femelles ayant reçu du DEHA par voie orale. Dans un rapport publié par l'Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances (OPPTS), l’EPA des États-Unis a conclu que même si les humains possèdent un PPARα fonctionnel qui peut être activé par les proliférateurs de peroxysomes, ils semblent réfractaires aux événements importants associés à l'induction de tumeurs hépatiques par ce mécanisme (USEPA, 2003).

Un certain nombre d'études à court terme en doses répétées ont montré que le DEHA provoque des changements indiquant la prolifération de peroxysomes dans le foie de rats, lorsque le composé est administré par voie orale à des doses généralement plus élevées que 300 mg/kg p.c. pour une durée de 7 à 42 jours. Les changements liés à la dose incluaient une baisse du gain de poids corporel, une hausse du poids relatif du foie et des reins, une réduction des triglycérides sériques, du taux de cholestérol et des ratios phosphotidylcholine:phosphotidyléthanolamine et une augmentation des protéines de liaison d'acide gras, de la catalase, de la carnitine acyltransférase, de la désaturation de la stéaryle-CoA, des phospholipides hépatiques et des activités de la 8-hydroxydéoxyguanosine (8-OH-dG), ainsi qu'une prolifération de peroxysomes (oxydation de la palmitoyl-CoA, prolifération des cellules) et une hypolipidémie (Mason Research Institute, 1976; Moody et Reddy 1978; Kawashima et al., 1983a, 1983b; CMA, 1982a, 1986, 1989, 1995; Bell, 1984; Yanagita et al., 1987; Takagi et al., 1990; Keith et al., 1992; Commission européenne, 2000). Le DEHA agit également comme un proliférateur de peroxysomes chez les souris par voie orale (Keithet al., 1992; CMA, 1989; Commission européenne, 2000). Dans ces études, des changements similaires à ceux qui se produisent chez les rats ont été observés; on a également noté une induction de la translocase des acides gras, des protéines transporteuses d'acides gras, et des protéines de liaison d'acides gras dans le foie, ainsi qu'une réduction du poids de la rate et une hausse du taux de cholestérol dans le sang (CMA, 1989; Motojima et al., 1998).

La dose minimale avec effet nocif observé pour les rats, déterminée dans les études à court terme en doses répétées, était basée sur une augmentation du poids du foie chez les rats femelles Fischer 344 ayant reçu 0,6 % de DEHA dans leur alimentation pendant de trois semaines (équivalant à 309 mg/kg p.c. par jour, sur la base de l'étude de Santé Canada de 1994). Une augmentation de l'hydroxylation de l'acide laurique chez les rats mâles ainsi qu'une prolifération de peroxysomes chez les deux sexes ont aussi été observées à cette dose (CMA, 1986). Cependant, aucun effet histopathologique sur le foie n'a été relevé.

Des études de toxicité subchronique menées sur des rongeurs ont révélé des effets similaires à ceux provoqués par le traitement au DEHA dans les études à court terme en doses répétées. La dose minimale avec effet observé a été relevée chez les rats femelles Fischer 344 (cinq par groupe) d'après les observations d'une hydroxylation des acides lauriques 11 et 12, et un effet de prolifération de peroxysomes, à 282 mg/kg p.c. par jour (0,3 % de DEHA) aux semaines 1 et 13 après une administration de DEHA dans l’alimentation pendant 1, 4 et 13 semaines. D'autres observations comprenaient une oxydation accrue de la palmitoyl-CoA, une baisse du poids corporel, une hausse des poids relatifs du foie et des reins ainsi qu'une réplication hépatocellulaire à 577 mg/kg p.c. et à une valeur supérieure chez les rongeurs traités avec du DEHA par voie orale pendant 13 semaines (Smyth et al., 1951; Lake et al., 1997).

Des preuves disponibles indiquent que la carcinogenèse du foie induite par le récepteur α n'est pas susceptible de se produire chez les humains, et que les effets signalés dans des études à court terme et subchroniques ainsi que les tumeurs ultérieures notées dans des études chroniques liées à la prolifération des peroxysomes après l'exposition au DEHA ne seraient pas pertinents pour la caractérisation des risques pour la santé humaine.

La concentration associée à un effet critique la plus faible relevée dans une étude sur la toxicité à court terme, laquelle n'était pas directement liée à la prolifération des peroxysomes, était de 617 mg/kg p.c. par jour, selon des données montrant la baisse du poids corporel et l'augmentation du poid relatif du foie chez les rats mâles Fischer 344, après une administration orale de DEHA pendant trois semaines (CMA, 1982a). Une étude similaire précédemment citée a indiqué une baisse de la basophilie cytoplasmique dans le foie avec une hausse des poids relatif et absolu des rats Fischer 344 à ce niveau de dose, après une administration orale pendant trois semaines (CMA, 1986).

La concentration associée à un effet critique la plus faible tirée d’une étude de l'exposition cutanée à court terme était de 2 060 mg/kg p.c. par jour chez des lapins. Lorsque le DEHA était administré par voie cutanée pendant 14 jours, une diminution du gain pondéral a été observée avec des difficultés respiratoires et une léthargie à cette dose (Hazleton Laboratories, 1962). Aucune étude à doses répétées par inhalation impliquant du DEHA n'a été relevée.

La concentration associée à un effet critique la plus faible provenant d’une étude de toxicité subchronique par voie orale n'étant pas directement liée à la prolifération de peroxysomes était 700 mg/kg p.c. par jour chez des rats et des souris. L'exposition d'animaux au DEHA pendant une période allant jusqu'à 90 jours a entraîné une baisse du gain de poids corporel (au moins de 10 %) pour des rats Fischer 344 à ce niveau de dose (700 mg/kg p.c. par jour ou 12 500 ppm) ou à une dose supérieure dans leur ration, et pour des souris B6C3F1 à 700 mg/kg p.c. par jour (3 100 ppm) ou à une dose supérieure dans leur ration. On n'a pas constaté d'effet histopathologique lié au composé ni de baisse de la consommation d'aliments (données non présentées) (NTP, 1982). Aucune étude de la toxicité subchronique par inhalation à l'aide du DEHA n'a été relevée.

Il est toutefois à noter qu'aucun effet indésirable n'a été observé chez des chiens après deux mois d'administration orale par DEHA. Les chiens (nombre et souche non identifiés) ont reçu 2 000 mg/kg p.c. par jour de DEHA dans leur alimentation, et affichaient uniquement une perte transitoire d'appétit sans modification apparente dans le sang, l'urine et l'histopathologie (Patty, 1963).

La génotoxicité potentielle du DEHA a été évaluée dans une multitude d'essais in vitro et in vivo. Aucun signe de génotoxicité n'a été observé dans la majorité des essais in vitro sur les systèmes cellulaires de bactéries et de mammifères (Simmon et al., 1977; USEPA, 1981, 1984a, 1984c; CMA, 1982b, 1982 c, 1982 d; Litton Bionetics, Inc., 1982a, 1982b, 1982c, 1982d; Seed, 1982; Eastman Kodak Co., 1984a; Microbiological Associates, 1984; DiVincenzo et al., 1985; Zeiger et al., 1985; Barber et al., 1987; Galloway et al., 1987; McGregor et al., 1988; Reisenbichler et Eckl, 1993; Commission européenne, 2000). Des études in vivo sur des rongeurs et des Drosophila ont donné des résultats principalement négatifs en termes de génotoxicité (CMA, 1982e; Von Däniken et al., 1984; Woodruff et al., 1985; Shelby et al., 1993; Shelby et Witt, 1995). Des études de la synthèse de l'ADN non programmée ont donné des résultats positifs, mais à des doses relativement élevées chez des souris (dose unique par gavage de 2 000 mg/kg p.c. basée sur une dose maximale admissible) et chez des rats (environ 1401 mg/kg p.c.) (Büsser et Lutz 1987; Miyagawa et al., 1995). Takagiet al. (1990) ont observé des hausses légères, mais statistiquement significatives de la 8-hydroxydésoxyguanosine (8-OH-dG), un indicateur de dommages oxydatifs à l’ADN, présente dans des foies de rats Fischer 344 après une administration orale de 2,5 % de DEHA dans l’alimentation (équivalant à 1 286 mg/kg p.c. par jour; sur la base de l'étude de Santé Canada de 1994). Les renseignements disponibles susmentionnés indiquent que le DEHA n'est vraisemblablement pas génotoxique.

Certaines études liées à la toxicité sur la reproduction ont été menées concernant le risque d'effet du DEHA sur la fertilité, notamment chez les rats. La plupart des études n'ont indiqué aucun effet sur la reproduction, la lactation, la spermatogénèse, ou le poids relatif de l'organe reproducteur (utérus, ovaires, testicules, épididymes, prostate, vésicules séminales), avec une diminution du poids corporel des mères en tant qu'effet lors d'une administration de DEHA par voie orale (Le Breton, 1962; Kang et al., 2006; Miyata et al., 2006; Nabae et al., 2006). Par ailleurs, le DEHA n'induit pas d'effets antiandrogènes similaires à ceux qui ont été observés dans le phtalate de bis(2-ethylhexyle) [ou DEPH] (Borchet al., 2002, 2006; Dalgaard et al., 2003) et n'induit pas non plus d'effets sur les testicules (NTP, 1982; Kanget al., 2006; Miyata et al., 2006; Nabae et al., 2006).

Deux études sur des rats femelles Crl:CD (SD) ont indiqué des effets sur la reproduction maternelle compte tenu de l'atrésie accrue du gros follicule, de la baisse du volume du corps jaune en formation, de la prolongation du cycle œstral, et de la présence de kystes folliculaires dans des groupes nourris avec du DEHA à la dose moyenne (1 000 mg/kg p.c. par jour) et à une dose supérieure (Miyata et al., 2006; Wato et al., 2009). On a également noté une diminution importante du taux d'implantation et du nombre d'embryons vivants de même qu'une hausse du taux de perte de préimplantation à la dose la plus élevée (2 000 mg/kg p.c. par jour). Une autre étude sur la toxicité par voie orale a signalé une réduction du poids corporel des mères ainsi que des descendants, et une diminution du poids total et de la taille de la portée chez des rats mâles et femelles ayant reçu 1 080 mg/kg p.c. par jour de DEHA dans un régime alimentaire de 10 semaines avant l'accouplement jusqu'au 36^e jour après la naissance (ICI, 1988a).

La plus faible dose minimale avec effet nocif observé pour la toxicité sur la reproduction était de 800 mg/kg p.c. par jour d’après la prolongation de la gestation (1 jour; mais statistiquement importante) et une baisse du poids corporel des mères dans une étude où des rats femelles Wistar ont reçu des doses allant de 0 à 800 mg/kg p.c. par jour par gavage oral, du 7^e jour de gestation au 17^e après la naissance (Dalgaard et al., 2003). Au cours de la même étude, le DEHA a aussi induit une hausse liée à la dose des décès après la naissance à 400 et à 800 mg/kg p.c. par jour. La dose minimale avec effet nocif pour la toxicité sur le développement a été déterminée à 400 mg/kg p.c. par jour. La substance a également provoqué une baisse du poids corporel des descendants à 800 mg/kg p.c. par jour. La dose sans effet observé (DSENO) pour l'étude est de 200 mg/kg p.c. par jour. Une autre étude de la toxicité sur le développement, qui examinait les effets du DEHA par l'intermédiaire de l'exposition durant la gestation, a indiqué une hausse de la perte fœtale par préimplantation, une incidence plus élevée des variations squelettiques (réduction du développement osseux), des uretères déformés ou dilatés, ainsi qu'une réduction du gain de poids corporel des mères et de la consommation de nourriture chez des rats Wistar femelles (ICI, 1988b).

Un résumé des concentrations associées à un effet critique liées à la caractérisation des risques pour la santé humaine est présenté au tableau 13.

Tableau 13. Résumé des concentrations associées à un effet critique pertinentes

Les activités des hormones œstrogéniques, androgènes et thyroïdiennes ont été évaluées dans plusieurs essais biologiques in vitro et in vivo. Le potentiel œstrogénique du DEHA était négatif dans le gène rapporteur luciférase (luc) médié par le récepteur d'œstrogènes (RE) chez des souris mâles RE-luc ainsi que dans tous les tissus, y compris le placenta et le fœtus de souris femelles (Ter Veld et al., 2008, 2009). Par ailleurs, aucune activité importante du gène rapporteur luciférase luc n'a été observée dans les cellules MVLN humaines in vitro après une exposition au DEHA (Ghisari et al., 2009). Un essai AhR-CALUX du récepteur de l'aryl-hydrocarbone (AhR) mené sur des cellules d'hépatome de souris(Hepa1.12cR), de même qu'un essai AR-CALUX effectué sur des cellules ovariennes de hamsters chinois (CHO-K1) n'ont montré aucun effet lié au traitement (Krügeret al., 2008). Un essai double-hybride de levure in vitro était négatif (Nishihara et al., 2000), et la capacité du DEHA de provoquer une réaction utérotrophique in vivo était également négative chez des rats Sprague-Dawley ovariectomisés (JPIA, 1998). Un essai biologique in vitrobasé sur la prolifération des cellules dépendantes de l'hormone thyroïde (T-Screen) était positif à faible puissance, mais cet essai n'est pas couramment utilisé ni validé (Ghisari et al., 2009; (communication personnelle du Bureau de la science de la santé environnementale et de la recherche de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en mai 2010; source non citée). Une étude sur la liaison in vitro du récepteur de l'estradiol tritié s'est avérée non concluante (Jobling et al., 1995).

Le métabolisme du DEHA par voie orale a été caractérisé chez les humains; on a administré à 6 hommes volontaires la substance (~ 0,5 mg/kg p.c.) dans de l'huile de maïs. L'acide 2-éthylhexanoïque était le seul métabolite trouvé dans le plasma et il s'est manifesté peu après le dosage chez tous les sujets; des concentrations de pointe d'environ 1,6 µg/cm³ sont apparues entre 1 et 2 heures plus tard. Le taux d'élimination du plasma était également rapide et a été estimé à 0,42 heure, ce qui correspond à une demi-vie d'élimination de 1,65 heure. Les métabolites mesurés dans l'urine représentaient au total 12,1 % (variant de 8,7 % à 16 %) de la dose administrée avec le principal métabolite étant l'acide 2-éthylhexanoïque (2-EHA) (en moyenne 8,6 % de l'étiquette deutérium administrée), la majorité étant éliminée dans un délai de 24 heures (Loftus et al., 1993). Les auteurs ont laissé entendre que l'hydrolyse présystémique du DEHA par le tractus gastrointestinal chez les humains, ainsi que les processus d'oxydation hépatique ultérieurs entraînent la formation d'acide 2-éthylhexanoïque, lequel apparaît ensuite dans le plasma.

Le DEHA ingéré a également montré un métabolisme similaire chez diverses espèces animales. La radioactivité issue du DEHA marqué au carbone ¹⁴a largement pénétré les tissus de rongeurs pendant 6 à 12 heures après l'exposition, mais elle n'a pas été retenue (Takahashi et al., 1981; Bergman et Albanus, 1987). Les études de l'absorption chez des souris ont indiqué une absorption rapide après le dosage, avec des concentrations de pointe atteinte après une et trois heures. Le tractus gastrointestinal contenait du DEHA, de l'adipate de mono-(2-éthylhexyl) (MEHA) et du 2-éthylhexanol (2-EH) (CMA, 1984). Takahashi et al. (1981) ont laissé entendre que lorsque le DEHA est administré par voie orale, une quantité importante est hydrolysée dans l'estomac avant l'absorption. La substance n'a pas migré vers les organes endocriniens, les os, les tissus lymphatiques, les tissus nerveux, les muscles, les voies respiratoires, le cartilage ou le tissu conjonctif chez les souris ou les rats (Bergman et Albanus, 1987). Des études sur la disposition chez des souris ont indiqué que 95 à 102 % (100 %, en réalité) de la radioactivité d'une dose unique administrée, était éliminée dans l'urine, les matières fécales et l'air expiré dans les 24 heures suivant le dosage (CMA, 1984). Environ 90 % de la substance était excrétée dans l'urine et 7 % à 8 % dans les matières fécales. Chez les rats, seul 0,5 % de la dose orale demeurait dans l'organisme après 96 heures. Des singes ont aussi éliminé la majorité de la radioactivité dans l'urine, mais présentaient une élimination plus élevée dans les matières fécales comparativement aux souris (CMA, 1984). La demi-vie du DEHA était de 6 minutes dans les petits homogénats de muqueuses intestinales de rats, et un faible pourcentage de la dose administrée (0,3 % chez les rats) était excrétée dans la bile; cette dose pénétrait ensuite dans la circulation entérohépatique (Takahashi et al., 1981; Eastman Kodak Co., 1984b; Bergman et Albanus, 1987). Cependant, les auteurs n'ont pas fourni de justification pour cette hypothèse.

On note des différences entre les espèces en termes de biotransformation du DEHA. Les métabolites dans l'urine de souris comportaient de l'acide 2-éthylhexanoïque et ses glucuronides conjugués, du 5-hydroxy-EHA, et du diacide diEHA (CMA, 1984). Chez les rats, le DEHA est divisé en MEHA et en acide adipique, et en moins de métabolites conjugués aux glucuronides que chez les souris (Takahashi et al., 1981; CMA, 1984; Bergman et Albanus, 1987). Les singes excrètent principalement le MEHA, le 2-EH, le 2-EHA et les métabolites conjugués aux glucuronides (CMA, 1984; BUA, 1996), tandis que les humains excrètent surtout le 2-EHA (Loftus et al., 1993).

Le degré de confiance en la base de données liées aux effets sur la santé pour le DEHA est jugé modéré à élevé, compte tenu des renseignements pertinents utilisés pour corriger les effets qui peuvent être préoccupants et définir les paramètres critiques selon les expositions orales. Cependant, on compte des études limitées impliquant des doses par voie cutanée de même que des études à doses répétées à long terme par inhalation.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

L'évaluation des effets du DEHA sur la santé a tenu compte de la cancérogénicité de la substance, car celle-ci a été classée comme une substance potentiellement cancérogène par l’EPA des États-Unis (USEPA, 1994). Des études longitudinales menées sur des souris femelles ont révélé une incidence accrue de tumeurs au foie. Toutefois, ces tumeurs ont été constatées à des concentrations moyennes à élevées (3 222 et 8 623 mg/kg p.c. par jour) de DEHA (NTP, 1982). Les renseignements disponibles indiquent que la substance n'est vraisemblablement pas génotoxique. Bien qu'un mode d'action n'ait pas été entièrement élucidé, des examens des tumeurs chez les rongeurs laissent entendre que l'incidence accrue des tumeurs hépatiques chez les souris femelles après le traitement au DEHA est due à un mécanisme qui ne s'opère pas chez les humains; par exemple, un mécanisme basé sur l'activation accrue des proliférateurs de peroxysomes (Cattley et al., 1998; Klaunig et al., 2003). D'après ces preuves, le fait que les tumeurs hépatiques chez les souris n'aient été observées qu'à des doses élevées, et la confirmation que le DEHA n'est probablement pas génotoxique, une approche fondée sur les seuils est utilisée pour évaluer le risque pour la santé humaine.

L'analyse des publications scientifiques et des évaluations par d'autres organismes internationaux (USEPA, OCDE) a confirmé que les effets critiques de l'exposition au DEHA touchaient le développement. La plus faible dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) pour la toxicité sur le développement est de 400 mg/kg p.c. par jour au vu de l'augmentation des décès postnataux liés à la dose. Cette dose minimale est basée sur la mortalité, ce qui laisse entendre qu'il y aurait d'autres effets moins graves attribuables au traitement, qui se seraient manifestés en dessous de la dose avant le décès et qui n'ont pas été mesurés dans l'étude ou toute autre étude relevée (Dalgaard et al., 2003). Comme aucun effet n’a été observé chez les fœtus et/ou les rats en développement à des doses inférieures à 400 mg/kg p.c. par jour, la dose sans effet nocif observé (DSENO) de 200 mg/kg p.c. par jour est utilisée pour la caractérisation des risques pour la santé humaine dans cette évaluation.

La plus faible DMENO par voie cutanée, basée sur une étude à doses répétées, était de 2 060 mg/kg p.c. par jour chez des lapins ayant reçu du DEHA pendant 14 jours. La seule autre étude à doses répétées par voie cutanée qui a été signalée (toxicité chronique; Hodge et al., 1966) n'était pas appropriée pour la caractérisation des risques.

La principale contribution à l’estimation de la dose absorbée quotidienne totale devrait être l'alimentation pour la majorité des groupes d'âge de la population générale. La comparaison entre la DSENO la plus faible (200 mg/kg p.c. par jour) et la dose absorbée à l’extrémité de tranche supérieure des estimations (0,14 mg/kg p.c. par jour) donne une marge d'exposition de 1 400. Cette marge n'est pas considérée comme adéquate pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets.

La population générale peut aussi être exposée au DEHA durant l'utilisation de produits de consommation contenant la substance. On juge que la principale voie d'exposition est la voie cutanée au vu des propriétés physicochimiques de la substance et des types de produits la contenant.

La dose interne chronique de DEHA issue de l'utilisation de cosmétiques et de produits de soins personnels peut être estimée en appliquant un facteur d'absorption cutanée à la dose externe appliquée. Selon les résultats préliminaires d’une étudein vitro sur l’absorption cutanée réalisée par Santé Canada, moins de 1 % de la quantité de DEHA appliquée sous forme de désodorisant au moyen d’un applicateur à bille a traversé la peau et a été détectée dans le liquide récepteur, tandis qu’une portion plus importante s’est retrouvée sous forme liée dans la peau (novembre 2010; communication personnelle adressée par le Bureau de la science de la santé environnementale et de la recherche au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes; source non citée). Le CIR indique que probablement moins de 1 % de DEHA serait absorbé par la peau vu la solubilité de la substance, mais aucune donnée expérimentale n’est présentée pour étayer cette déclaration (CIR, 2006). Par conséquent, même si l'absorption cutanée du DEHA devrait être faible d'après les propriétés physicochimiques de la substance (faible hydrosolubilité et fort K_oe), étant donné l’incertitude associée à la portion liée à la peau, une valeur d’absorption cutanée de 10 % est jugée appropriée et suffisamment prudente pour la présente évaluation. En outre, il s’agit d’une valeur compatible avec la valeur prévue qui a été estimée par la méthode de Kroes et al. (2007), laquelle est fondée sur les propriétés physiques et chimiques propres à la substance (poids moléculaire, K_oe, et hydrosolubilité) (Kroes et al., 2007).

En utilisant une valeur d’absorption cutanée de 10 % dans l'estimation de la dose externe appliquée pour une utilisation quotidienne de cosmétiques et de produits de soins personnels contenant du DEHA (de 0,6 à 22,0 mg/kg p.c. par jour), on peut estimer la dose interne chronique : elle se situe dans une plage allant de 0,06 à 2,05 mg/kg p.c. par jour. La comparaison entre la dose sans effet nocif observé (DSENO) de 200 mg/kg p.c. par jour pour les effets sur le développement, avec une estimation de l'exposition potentielle issue de l'exposition quotidienne de cosmétiques et de produits de soins personnels (0,06 -- 2,2 mg/kg p.c. par jour) donne des marges d'exposition variant de 91 à 3 300. Les marges d'exposition dans l'extrémité inférieure de la plage ne sont pas considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Pour l'usage d'autres cosmétiques et produits de soins personnels qui ne sont pas utilisés quotidiennement (p. ex. sels de bain, vernis à ongles, lotion illuminatrice pour le corps), on a obtenu des estimations de l'exposition allant de 7 × 10^-4 à 7,15 mg/kg p.c. par application. en Faute d'une étude sur l'exposition aiguë, une étude de deux semaines sur la toxicité par voie cutanée chez des lapins a été utilisée comme substitut. La comparaison entre la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) à court terme (deux semaines) issue de cette étude (2 060 mg/kg p.c. par jour) avec les estimations de l'exposition issue de l'usage occasionnel de cosmétiques et de produits de soins personnels a donné des marges d'exposition allant de 300 à 2 900 000. Les marges d'exposition sont considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

L'utilisation d'autres produits de consommation comme les agents protecteurs des garnitures intérieures et les nettoyants puissants pour les mains ont donné des estimations de l'exposition allant de 0,004 à 0,43 mg/kg p.c. par application. La comparaison entre la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) issue de l'étude sur l'exposition cutanée des lapins (2 060 mg/kg p.c. par jour) avec les estimations de la limite supérieure de la plage d'estimations de l'exposition, au cours de l'utilisation de produits de consommation contenant du DEHA, a donné des marges d'exposition variant de 4 800 à 515 000. Ainsi, selon une utilisation « par événement » de ces produits de consommation, les marges d'exposition obtenues sont considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente évaluation préalable ne présente pas d'analyse complète du mode d'induction des effets, y compris cancéreux, du DEHA. L'ensemble de données disponible sur la toxicité se limite à des études menées sur des animaux. De plus, il n'y a pas d'information disponible sur la toxicité potentielle du DEHA à la suite d'une exposition par inhalation ou par voie cutanée relativement aux études sur la toxicité pour la reproduction et le développement ainsi que sur la génotoxicité. Il n'y a pas non plus d'études disponibles sur l'immunotoxicité ou la toxicité neurodéveloppementale du DEHA, quelle que soit la voie d'exposition. Donc, les niveaux d'effet critique calculés dans cette évaluation préalable sont limités par la base de données sur la toxicité et par les incertitudes liées à l'interprétation de l'importance biologique des effets, incluant les incertitudes liées à l'interprétation de la variation intraspécifique et interspécifique.

Le degré d'incertitude des estimations de l'exposition par les milieux naturels et les aliments est modéré. Bien que l'ensemble de données était limité, les concentrations de DEHA dans les milieux naturels, utilisées pour établir des estimations de l'exposition, étaient basées sur des études nord-américaines. Une incertitude plus élevée est associée aux estimations de l'absorption de DEHA par les aliments, compte tenu de l'absence de données issues d'enquêtes canadiennes sur les aliments. D'après les renseignements disponibles, l'estimation de l'absorption quotidienne totale peut surestimer les expositions réelles de la population générale au DEHA au Canada.

Le degré d'incertitude des estimations modélisées de l'exposition au DEHA par l'entremise de produits de consommation est modéré, selon les renseignements propres au Canada sur la présence et la concentration de la substance dans les produits. Cependant, des doutes persistent quant à l'utilisation des paramètres par défaut du modèle d'exposition des consommateurs, qui n'est pas propre au Canada. Globalement, un large éventail de marges d'exposition a été déterminé à partir d'estimations de l'exposition pendant l'utilisation de produits de consommation contenant du DEHA, notamment les cosmétiques et les produits de soins personnels. Des renseignements supplémentaires propres aux produits réduiraient l'incertitude associée à l'exposition.

L’utilisation d’une valeur d’absorption cutanée de 10 % comporte une incertitude. D’après les résultats préliminaires d’une étude in vitro sur l’absorption cutanée, il passe peu de DEHA par la peau jusqu’à une solution réceptrice, mais d’importantes quantités de résidus se sont liés à la peau. Une incertitude additionnelle vient s’ajouter du fait que l’étude est limitée à un type de produit (désodorisant), même s’il y a du DEHA dans divers autres produits dont l’utilisation entraîne une exposition par voie cutanée. Quoi qu’il en soit, on juge encore l’utilisation d’une valeur d’absorption cutanée de 10 % appropriée vu les propriétés physiques et chimiques du DEHA et le fait que la valeur de 10 % est également ce qu’on obtient lorsque l’estimation est faite par la méthode de Kroes (Kroes et al., 2007). Cette méthode est fondée sur le flux maximal auquel une substance peut pénétrer dans la peau lorsqu'elle demeure sous forme de solution saturée à la surface. Étant donné que le DEHA ne se trouve pas en concentration saturée dans les cosmétiques et les produits de soins personnels, l'utilisation du flux maximal peut mener à surestimer l'absorption par voie cutanée. Par ailleurs, il a été démontré qu’en raison de propriétés accélératrices transdermiques, certains produits chimiques augmentent l’absorption; ainsi, la valeur de l'absorption par voie cutanée peut aussi être sous-estimée pour les cosmétiques et produits de soins personnels comportant des composés qui possèdent ces propriétés.

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Conclusion

D’après l’information présentée dans la présente évaluation préalable finale, il a été conclu que le DEHA pénètre, ou peut pénétrer, 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. Le DEHA ne remplit pas les critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Compte tenu du manque de fiabilité possible des marges entre les expositions estimées au DEHA et les concentrations associées à un effet critique, il est conclu que le DEHA est une substance pénétrant ou pouvant pénétrer 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.

Par conséquent, il est conclu que le DEHA remplit un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

On envisagera d’inclure cette substance dans la mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure des substances. De plus, s'il y a lieu, des activités de recherche et de surveillance viendront appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l’efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l’étape de la gestion des risques.

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Références

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Annexe 1 : Sommaire de rigueur d’étude

Toxicité chronique du DEHA pour Daphnia magna(Felder et al., 1986)

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Annexe 2 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption quotidienne de DEHA par divers groupes d'âge de la population générale du Canada (µg/kg p.c. par jour)

^[a] Aucune donnée n'a été déterminée pour les concentrations de DEHA dans le lait maternel.
^[b] On présume que le nourrisson pèse 7,5 kg, respire 2,1 m³ d'air par jour, boit 0,8 L d'eau par jour (lait maternisé) ou 0,3 L d'eau par jour (lait non maternisé) et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[c] Dans le cas des enfants uniquement nourris au lait maternisé, l'absorption par l'eau correspond à l'absorption par la nourriture. La concentration de DEHA dans l'eau de 5,1 µg/L, utilisée pour préparer le lait maternisé, était fondée sur des données non publiées (Horn et al., 2004). Aucune donnée sur les concentrations de DEHA dans le lait maternisé n'a été relevée pour le Canada, tandis que la concentration maximale de DEHA dans des préparations pour nourrissons a été estimée à 0,05 µg/g au Danemark (Petersen et Breindahl, 2000). Environ 50 % des enfants non nourris au lait maternisé ont commencé à manger des aliments solides à 4 mois, et 90 % ont commencé à 6 mois (SBSC, 1990).
^[d] En supposant que l'enfant pèse 15,5 kg, respire 9,3 m³ d'air par jour, qu'il boit 0,7 L d'eau par jour et qu'il ingère 100 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[e] En supposant que l'enfant pèse 31 kg, respire 14,5 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,1 L d'eau par jour et qu'il ingère 65 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[f] En supposant que le jeune pèse 59,4 kg, respire 15,8 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,2 L d'eau par jour et qu'il ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[g] En supposant que la personne pèse 70,9 kg, respire 16,2 m³ d'air par jour, qu'elle boit 1,5 L d'eau par jour et qu'elle ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
^[h] En supposant que la personne pèse 72 kg, respire 14,3 m³ d'air par jour, qu'elle boit 1,6 L d'eau par jour et qu'elle ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[i] Aucune donnée spécifique sur les concentrations de DEHA dans l'air intérieur au Canada n'a été recensée. Pour le calcul, on a utilisé une valeur de 66 ng/m³, soit la concentration maximale dans l'air intérieur relevée dans une étude américaine (Rudel et al., 2003). Par hypothèse, la population canadienne passe 3 heures par jour à l'extérieur (Santé Canada, 1998).
^[j] Aucune donnée spécifique sur les concentrations de DEHA dans l'air intérieur au Canada n'a été recensée. Pour le calcul, on a utilisé une valeur de 66 ng/m³, soit la concentration maximale dans l'air intérieur relevée dans une étude américaine (Rudel et al., 2003). Par hypothèse, la population canadienne passe 21 heures par jour à l'intérieur (Santé Canada, 1998).
^[k] Valeur basée sur la concentration maximale de DEHA dans l'eau potable au Canada, 5,1 µg/L (Hornet al. 2004).
^[l] Valeur basée sur des études mesurant le DEHA dans les aliments présumé provenir de la migration à partir d'emballages alimentaires (Startin et al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; Petersen et Briendahl, 2000). Pour estimer l’absorption quotidienne de DEHA d’origine alimentaire pour la population générale du Canada, certains des résultats d’une étude canadienne (Page et Lacroix, 1995) ont été choisis à la place de mesures prises dans des aliments dans d’autres pays. À défaut de données canadiennes, les données d’autres pays ont été utilisées dans les estimations. Lorsque le résultat de la mesure du DEHA était une quantité indétectable, la moitié de la valeur de la limite de détection a été utilisée. Si aucune limite de détection n’était fournie, la plus faible concentration de DEHA détectée pour la catégorie d’aliments concernée a été utilisée. Les valeurs suivantes ont été utilisées pour chaque aliment :
- Produits laitiers : fromages - cheddar marbré (310 µg/g; valeur la plus élevée parmi les cheddars : cheddar fort (190 µg/g; cheddar doux [120 µg/g]) (Page et Lacroix, 1995); fromage fondu et fromage cottage (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Graisses : graisse à frire, huile à salade (non détectée); margarine (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Fruits et produits à base de fruits : ananas (non détectée), raisins (0,4 mg/g), prunes et pruneaux frais (0,34 mg/g), pastèques (0,8 mg/g) agrumicole en conserve, jus d'agrumes frais, jus d'agrumes en conserve, pommes fraîches, produits à base de pommes en conserve, bananes et cerises fraîches, jus de raisin en bouteille, pêches fraîches, poires fraîches, poires en conserve, melons, fraises et bleuets (Page et Lacroix, 1995). Pamplemousses (3 mg/g) (Startin et al., 1987).
- Légumes : chou rouge (1,3 µg/g), poivrons rouges (3,1 mg/g), laitue (1,2 mg/g), champignons (0,4 mg/g), brocoli (non détectée), pommes de terre (non détectée), concombres (non détectée), haricots cuits en conserve (non détectée), betteraves en sac plastique et en conserve (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Produits céréaliers : pain blanc, pain complet, farine de blé, pains mollets et petits gâteaux secs, gâteaux, biscuits, craquelins, céréales, riz, pâtes secs (non détectée), pains mollets et petits gâteaux secs (1 µg/g), pâtisseries danoises et beignes (22 µg/g), crêpes (0,1 µg/g), tartes aux épinards froides (169 µg/g), pizza froide (12 µg/g), muffins (0,53 µg/g), riz sec (1 µg/g) (Page et Lacroix, 1995).
- Viande et volaille : escalopes de veau, viandes froides, viande à sandwich en conserve (non détectée), bifteck (9,1 µg/g), bœuf haché (9,5 µg/g), viande de porc fraîche (3,5 µg/g), viande de porc salée (1,5 µg/g), poitrine de poulet (14 µg/g), poitrine de poulet sans peau (1,4 µg/g), viande de porc cuite (2,2 µg/g), (Page et Lacroix, 1995). Viande d'agneau fraîche (11 µg/g) (Harrison, 1988).
- Poisson : filet de saumon fumé (220 µg/g), poisson d'eau douce (0,3 µg/g), poisson, mollusques et crustacés en conserve (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
Les concentrations dans les préparations pour nourrissons (0,05 µg/g) et les aliments pour bébés (0,03 ug/g) étaient basées sur la valeur indiquée dans l'étude danoise (Petersen et Briendahl, 2000).
- Aliments divers : ail dans l’huile (115 µg/g) (Frankhauser-Noti et Grob, 2006).
Aucune quantité de DEHA n'a été détectée dans la plupart des aliments des soupes, dans les œufs, les noix et graines, le sucre, les boissons gazeuses, les boissons alcoolisées et dans d'autres produits divers (Page et Lacroix, 1995). Pour la bière, une concentration de 0,07 µg/g, mesurée dans des échantillons de bière en fût (Harrison (1988), a été utilisée parce que, dans l’étude de Page et Lacroix, on a analysé de la bière en bouteille, laquelle ne contient probablement pas de DEHA (Page et Lacroix, 1995). Dans ces groupes, la valeur la plus élevée issue d'autres études a été utilisée (0,1 µg/g pour les boissons en bouteille) (Harrison, 1988).
^[m] Aucune information spécifique sur les concentrations de DEHA dans le sol au Canada n'a été recensée. En outre, une étude canadienne a indiqué une concentration de 4,4 mg/kg de la substance dans les sédiments de rivière (Horn et al., 2004). La concentration maximale de 391 µg/kg de DEHA (issue de l'étude américaine Rudel et al., 2003 menée en 2003) a été relevée dans la poussière domestique, tel qu'il est indiqué dans les publications scientifiques; cette concentration a été utilisée pour estimer la limite supérieure d'absorption quotidienne à partir du sol.

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Annexe 3 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de soins personnels, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)

a) Estimations de l'exposition par voie cutanée

^[a] Toutes les hypothèses étaient basées sur le modèle ConsExpo par défaut (RIVM, 2006), sauf mention contraire. En outre, les hypothèses suivantes ont été utilisées pour tous les scénarios :
- poids corporel de 70,9 kg pour un adulte;
- la fraction absorbée de 1 a été utilisée pour tenir compte de la dose externe appliquée;
- type d'exposition « contact cutané direct » pour l'application instantanée (ConsExpo, 2006);
- concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).
^[b]Dose externe chronique appliquée calculée par amortissement sur un an pour estimer la dose d'exposition quotidienne.
^[c] Un facteur de rétention a été appliqué aux produits qui se rincent (2006 Cosmetics Exposure Workbook, Bureau de l'évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada).
^[d] Calculé en multipliant les quantités de produit indiquées dans RIVM 2006 par le ratio de la surface corporelle touchée indiquée par Santé Canada (1995) et celle indiquée dans RIVM (2006).
^[e] Communication personnelle adressée par la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juillet 2010; source non citée.

b) Estimations de l'exposition par voie orale

^[a] Toutes les hypothèses étaient basées sur le modèle ConsExpo par défaut (RIVM, 2006), sauf les suivantes :
- poids corporel de 70,9 kg pour un adulte;
- la fraction absorbée de 1 a été utilisée pour tenir compte de la dose externe appliquée;
- concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).
^[b] Dose orale chronique calculée par amortissement sur un an.

c) Estimations de l'exposition par inhalation

^[a] Toutes les hypothèses étaient basées sur le modèle ConsExpo par défaut (RIVM, 2006), sauf les suivantes :
- poids corporel de 70,9 kg pour un adulte;
- la fraction absorbée de 1 a été utilisée pour tenir compte de la dose externe appliquée;
- concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).

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Annexe 4 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de consommation, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)

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Annexe 5 : Résumé des renseignements relatifs aux effets du DEHA sur la santé

^[a] Définitions : CL₅₀ = concentration létale médiane; DL₅₀ = dose létale médiane; DMENO = dose minimale avec effet nocif observé; DMEO = dose minimale avec effet observé; DSENO = dose sans effet nocif observé.

Notes de bas de page

^[1] La détermination de la conformité à l'un ou à plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques pour l'environnement et/ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, ceci inclut, sans toutefois s'y limiter, les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE (1999) sur les substances du Défi, énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques, n'est pas pertinente, ni n’empêche une évaluation en fonction des critères de danger définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie du cadre réglementaire applicable au Système d'information sur les matières dangereuses au travail pour les produits destinés à être utilisés au travail. De même, une conclusion fondée sur les critères énoncés dans l’article 64 de la LCPE (1999) n’empêche pas la mise en œuvre de mesures en application d’autres articles de cette loi ou d’autres lois.
^[2] Les nourrissons non nourris au lait maternisé comprennent les nourrissons qui reçoivent des aliments solides au lieu de lait maternel ou de préparations pour nourrissons.
^[3] Aucun examen toxicologique du DEHA n'est disponible dans le résumé IRIS de la USEPA.

Archivée

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l'adipate de bis(2-éthylhexyle)
(DEHA)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
103-23-1

Environnement Canada
Santé Canada

Septembre 2011

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Table des matières

• Sommaire
• Introduction
• Identité de la substance
• Propriétés physiques et chimiques
• Sources
• Utilisations
• Rejets dans l'environnement
• Devenir dans l'environnement
• Persistance et potentiel de bioaccumulation
• Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
• Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
• Conclusion
• Références
• Annexe 1 : Sommaire de rigueur d'étude
• Annexe 2 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption quotidienne de DEHA par divers groupes d'âge de la population générale du Canada (µg/kg p.c. par jour)
• Annexe 3 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de soins personnels, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)
• Annexe 4 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de consommation, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)
• Annexe 5 : Résumé des renseignements relatifs aux effets du DEHA sur la santé

Sommaire

Conformément à 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'adipate de bis(2-éthylhexyle) (ou DEHA), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 103-23-1. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de cette substance lors de la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS) dans le cadre du Défi, car elle présente un risque d'exposition très élevé pour les Canadiens, et on estime que le risque qu'elle présente pour la santé humaine est élevé, en fonction de sa classification par d'autres organismes sur la base de sa cancérogénicité. Le DEHA ne remplit pas les critères de catégorisatio n écologique relatifs à la persistance ou à la bioaccumulation, mais il remplit ceux relatifs à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

Selon les renseignements déclarés conformément à l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], entre 1 et 10 millions de kilogrammes de DEHA ont été fabriqués au Canada en 2006. Par ailleurs, une quantité approximative de 250 000 kg a été importée au Canada durant la même année. La majorité des renseignements transmis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indique que le DEHA est utilisé comme plastifiant. La substance est principalement utilisée comme plastifiant dans l'industrie du vinyle souple et elle est peut-être utilisée dans les pellicules d'emballages alimentaires en polychlorure de vinyle (PVC) (film autocollant). Les sources d’exposition de la population générale du Canada au DEHA sont principalement l’environnement et les aliments (ceci résultant de la migration dans les aliments à partir des pellicules d'emballages alimentaires), ainsi que les produits de consommation contenant du DEHA (incluant les cosmétiques et certains produits de soins personnels, les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures, les nettoyants puissants pour les mains et les lubrifiants).

Comme le DEHA a été classé en fonction de sa potentielle cancérogénicité par d’autres organismes internationaux, cette caractéristique a été examinée dans la présente évaluation préalable. On a observé une incidence accrue des tumeurs hépatiques chez des souris femelles traitées à des doses moyennes à élevées, mais pas chez les rats. Le mode proposé d'induction des tumeurs n’est pas considéré comme applicable chez les êtres humains et les tumeurs observées sont donc considérées comme étant d’importance limitée en ce qui a trait à la caractérisation du risque pour la santé humaine. De plus, bien que le mode d’induction n'ait pas été complètement élucidé, les renseignements disponibles sur la génotoxicité indiquent que le DEHA ne devrait pas être génotoxique. Par conséquent, une approche fondée sur le seuil d'innocuité a été utilisée pour caractériser le risque pour la santé humaine.

L'effet critique défini aux fins la caractérisation du risque du DEHA pour la santé humaine est la toxicité pour le développement (augmentation des décès postnataux observée chez les rats). D'après la comparaison de l'exposition estimative au DEHA au Canada et du seuil d'effet critique pour les effets sur le développement, et compte tenu des incertitudes inhérentes aux bases de données sur l'exposition et les effets, on considère que les marges d’exposition résultant de l'utilisation de certains cosmétiques et produits de soins personnels sont potentiellement inadéquates.

Vu le caractère potentiellement inadéquat des marges entre l’exposition estimée au DEHA et les concentrations ayant des effets critiques, il a été conclu que le DEHA est une substance qui pénètre, ou peut pénétrer, dans l'environnement en une quantité, à des concentrations ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

La faible solubilité dans l'eau du DEHA de même que sa tendance à se distribuer dans la phase particulaire et à passer dans les tissus adipeux (matières grasses) indiquent qu'il résidera principalement dans le sol et les sédiments s'il est rejeté dans l'environnement. Malgré sa tendance à se répartir dans les lipides, le DEHA semble avoir un faible potentiel de bioaccumulation probablement dû à son métabolisme rapide. Les données empiriques et modélisées montrent que le DEHA se biodégrade sans l'eau et qu'il ne devrait pas persister longtemps dans l'air, le sol ou les sédiments. Des études sur la toxicité aiguë n'indiquent généralement aucun effet sur les organismes aquatiques à la limite d'hydrosolubilité; cependant, on note un risque de toxicité chronique, notamment pour les invertébrés.

La comparaison de la concentration estimée sans effet avec les concentrations mesurées dans les eaux de surface canadiennes et dans les effluents ainsi que des estimations réalistes des concentrations dans le pire des cas d’exposition pour les rejets industriels dans l’eau propres à un site laisse entrevoir des effets nocifs possibles pour les organismes aquatiques dans de nombreux endroits au Canada.

D'après le danger écologique et les expositions estimées au DEHA, il a été conclu que cette substance pénètre ou peut pénétrer 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. Le DEHA ne satisfait pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation.

D’après les renseignements disponibles, il a été conclu que l’Adipate de bis(2-éthylhexyle) remplit au moins un des critères de l’article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999).

L’inclusion de cette substance sera considérée 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 et, le cas échéant, l’efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l’étape de la gestion des risques.

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 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 elles 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 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;
• celles qui répondent aux critères de 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), dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que l'adipate de bis(2-éthylhexyle) (ou DEHA) est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente le plus fort risque d'exposition (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 laGazette du Canada le 26 septembre 2009 (Canada, 2009a, b). En même temps a été publié le profil de cette substance. Celui-ci présentait les informations techniques obtenues avant décembre 2005 et sur lesquelles reposait sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

L'évaluation des risques du DEHA pour la santé humaine a été jugée hautement prioritaire, mais cette substance ne répondait pas à l’époque aux critères environnementaux de catégorisation pour la persistance et la bioaccumulation.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de laLoi. Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.^[1]

Dans cette évaluation préalable finale, on a pris 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 juin 2010 (sections traitant des effets sur la santé humaine) et jusqu'en juillet 2010 (sections traitant des aspects écologiques). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; les résultats de modélisation ont également servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend l'examen des données pertinentes pour l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble ainsi que de l'information sur les dangers pour la santé (surtout fondée sur des évaluations réalisées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère hautement prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart entre les valeurs prudentes 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, cela 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 sur lesquels s’appuie la conclusion.

Cette version finale de l’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 parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par l'entreprise Gradient Corp., notamment Cathy Petito Boyce, Leslie Beyer et Chris Long. En outre, l’ébauche de la présente évaluation a fait l’objet d’une période de commentaires de 60 jours par le public. Bien que les commentaires reçus de l’extérieur aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada sont seuls responsables du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Les approches suivies pour les évaluations préalables dans le cadre du Défi ont été examinées par un groupe indépendant, soit le Groupe consultatif du Défi.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose cette évaluation finale sont résumées dans le présent rapport.

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent document, l'adipate de bis(2-éthylhexyle) sera appelé DEHA, d’après un de ses noms anglais courants [di(2-ethylhexyl) adipate]. Les renseignements liés au DEHA sont résumés dans le tableau 1.

Même si le DEHA est souvent appelé par son nom obsolète « adipate de dioctyle » dans les documents techniques, il existe un isomère du DEHA comportant des chaînes aliphatiques non ramifiées, qui porte le même nom et possède son propre numéro CAS (123-79-5). La présente évaluation décrit spécifiquement le DEHA sous le numéro CAS 103-23-1 et n'inclut pas le numéro CAS 123-79-5. Par ailleurs, le nom « adipate de dioctyle » a été modifié en l'appellation « adipate de diéthylhexyle » [traduction] dans l'International Cosmetic Ingredient Dictionary (CIR, 2006; CTFA, 2008).

Tableau 1. Identité de la substance - DEHA

^[a] National Chemical Inventories (NCI), 2007 : AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SWISS (liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse); TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis).
^[b] Simplified Molecular Input Line Entry System.

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les données physiques et chimiques (valeurs expérimentales et estimées) du DEHA qui se rapportent à son devenir dans l'environnement. Les études clés à partir desquelles des données expérimentales ont été utilisées pour certaines de ses propriétés ont fait l'objet d'un examen critique afin d'en assurer la validité.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du DEHA

^[*] Valeurs sélectionnées pour la modélisation dans EPIsuite (2008); on privilégie les valeurs expérimentales de qualité acceptable.
^[a] Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales rapportées par les auteurs ou estimées par les modèles. Toutes les valeurs sont expérimentales sauf indication contraire.
^[b] Les détails de la méthode ne sont pas tous présentés dans le rapport. Selon l’OCDE (2005), cette valeur de la pression de vapeur a été calculée d’après une mesure de la pression de vapeur prise à 200 ^oC. Pour déterminer la constante de la loi de Henry, on a utilisé l'adipate de bis(2-éthylhexyle) [¹⁴C].
^[c] Calculée à l'aide de la pression de vapeur signalée par Felder et al. (1986) et de la solubilité dans la l'eau indiquée par Letinski et al.(2002).
^[d] Méthode d'estimation fondée sur les groupes et méthode d'estimation fondée sur les liaisons.
^[e] Déterminée à l'aide d'eau déionisée; cependant, la technique n'a pas été définie par l'auteur (Felder et al., 1986). Déterminée à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon (OCDE, 2005).
^[f] Déterminée à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon; en eau salée.
^[g] Déterminée à l'aide de la méthode par agitation douce; en eau modérément dure ayant un pH de 7,9.
^[h] Déterminée à l'aide de la méthode de colonnes du séparateur.
^[i] Déterminée à l'aide de la méthode par agitation douce en eau de puits traitée avec du carbone; ajout de 50 mg/L de chlorure de mercure en tant qu'inhibiteur de microbes.

Des modèles fondés sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) ont été utilisés pour générer des données pour certaines des propriétés physiques et chimiques du DEHA. Ces modèles sont principalement fondés sur des méthodes d'addition de fragments; autrement dit, ils s'appuient sur la structure du produit chimique. Le programme de modélisation pK_aDB de ACD/pK_aDB (2005) prévoit que la substance ne s'ionisera pas à des pH pertinents sur le plan environnemental. Étant donné que la structure de la substance peut être facilement ionisée, les valeurs reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) sont jugées comme étant très fiables. Les valeurs modélisées présentées au tableau 2 confirment généralement les valeurs expérimentales.

Letinski et al. (2002) et Robillard et al.(2008) ont déterminé la solubilité dans l'eau du DEHA à l'aide de la méthode par agitation douce. Cette méthode a été définie en vue de fournir des mesures de la solubilité dans l'eau plus fiables (pour un groupe de substances, y compris le DEHA). Les méthodes traditionnelles utilisant la méthode d'agitation vigoureuse en flacon ont entraîné la formation de micelles ou d'émulsions, ce qui rend difficile l'élimination des produits chimiques non dissous de la phase aqueuse. Par conséquent, les solubilités dans l'eau déterminées à l'aide de la méthode d'agitation vigoureuse en flacon ont tendance à être surestimées comparativement à celles qui sont établies à l'aide de la méthode par agitation douce. La solubilité dans l'eau indiquée par Letinski et al. (2002) a été utilisée dans la modélisation d'autres propriétés du DEHA. La valeur de solubilité de Letinski et al. (2002) est considérée comme la plus fiable, mais toutes les estimations de la solubilité dans l’eau comportent une certaine incertitude.

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Sources

Le DEHA est une substance anthropique qui n'est pas présente de manière naturelle dans l'environnement. Elle est produite par une réaction d'estérification de l'acide adipique et du 2-éthylhexan-1-ol en présence d'un catalyseur tel que l'acide sulfurique ou l'acide p-toluenesulfonique.

Le DEHA est une substance chimique produite en grande quantité (HPV) aux États-Unis (USEPA, 2010) et dans l'Union européenne (ESIS, c1995-2010). Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), entre 1 et 10 millions de kilogrammes de DEHA ont été fabriqués au Canada en 2006 (Environnement Canada, 2010a). La quantité totale déclarée comme ayant été importée au Canada au cours de la même année, à un volume supérieur au seuil de déclaration de 100 kg/an, était d'environ 250 000 kg (Environnement Canada, 2010a).

Aux États-Unis, la production nationale totale pour le DEHA variait de 10 à 50 millions de livres (environ 4 550 à 22 700 tonnes) pour les cycles de déclaration de 1986, 1990 et 2002, et de 50 à 100 millions de livres (environ 22 700 à 45 400 tonnes) pour les cycles de déclaration de 1994, 1998 et 2006 du programme Inventory Update Reporting de l'Environmental Protection Agency (USEPA, 1986-2006).

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Utilisations

Le DEHA est principalement utilisé comme plastifiant dans l'industrie du vinyle souple et il est largement utilisé dans les pellicules d'emballages alimentaires en polychlorure de vinyle (PVC) (film autocollant). Les plastifiants aliphatiques composés d'esters de l'acide adipique (plastifiants adipates), comme le DEHA, sont utilisés soit seuls, soit avec d'autres plastifiants dans des matériaux d'emballage alimentaire pour apporter une flexibilité à basse température dans des formulations de PVC (Bizzari et al., 2009). Le DEHA est généralement mélangé avec des phtalates de bis(2-éthylhexyle) et des phtalates de diisooctyle à des concentrations variables (CIRC, 2000).

Un plastifiant est une substance qui permet d'augmenter la flexibilité et la maniabilité d'un polymère lorsqu'il est ajouté à un autre polymère. Le PVC est le polymère le plus largement plastifié en raison de son excellente compatibilité avec les plastifiants. Le PVC sans plastifiant est utilisé dans les applications des polymères rigides comme la tuyauterie ou les profils de fenêtre. Avec un plastifiant, il peut servir à d’autres applications comme les pellicules d'emballages alimentaires, les revêtements de câbles et les revêtements de sol. Bien qu'un polymère puisse être plastifié à l'interne en modifiant la structure chimique du polymère ou du monomère; la pratique courante consiste à plastifier un polymère par l'ajout externe d'un plastifiant, lequel n’est pas chimiquement lié au polymère (Cadogan et Howick, 2000; Fromme et al., 2002).

Les alcools d'une longueur de chaîne similaire à celles qui sont impliquées dans la fabrication des phtalates peuvent être estérifiés avec de l'acide adipique plutôt qu'avec des anhydrides phtaliques pour produire des plastifiants adipates. Les adipates utilisés dans les applications de PVC permettent d'améliorer la performance à basse température par rapport aux phtalates en raison de leur viscosité inhérente inférieure. Grâce à cette caractéristique, les adipates sont couramment utilisés dans les emballages alimentaires, comme les films autocollants pour la viande. Les adipates utilisés se situent généralement dans l'intervalle C8 à C10, à l'instar du DEHA. En raison de leur volatilité, de leurs taux de migration et de leur coût relativement plus élevés comparativement aux phtalates, les adipates sont souvent utilisés dans des mélanges avec des phtalates pour produire une composition de propriétés. Le DEHA est classé comme plastifiant secondaire à cause de sa solubilité et de sa compatibilité limitées avec le PVC et il est principalement utilisé avec d'autres plastifiants primaires (Cadogan et Howick, 2000; OCDE, 2005; Bizzari et al., 2009).

Les adipates, notamment le DEHA, sont principalement utilisés dans les emballages d'aliments et de viande (Bizzari et al., 2009). Par le passé, les pellicules moulantes classiques pouvaient contenir jusqu’à 22 % de DEHA; cependant, en raison de problèmes liés à la migration des plastifiants dans les aliments, les teneurs ont baissé jusqu’à des valeurs pouvant atteindre de 8 à 10 %, le DEHA étant remplacé majoritairement par des plastifiants biologiques combinés à des plastifiants polymériques à base d'acide adipique. Ces combinaisons ont été utilisées dans des pellicules de PVC de qualité alimentaire ainsi que dans d'autres applications alimentaires, dont des tubes, des tuyaux et des transporteurs à courroie (Cadogan et Howick, 2000; OCDE, 2005; Bizzari et al., 2009). Au Canada, les matériaux d'emballage alimentaire à base de PVC sont surtout utilisés par les établissements de transformation du bœuf et de la volaille ainsi que pour l’emballage de certains fruits et légumes, le réemballage du fromage dans les supermarchés, dans les établissements de restauration-minute et dans les établissements de distribution d’aliments comme les traiteurs et les cafeterias (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l’évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).

Au Canada, les matériaux d'emballage alimentaire à base de PVC sont réglementés par le titre 23 de la Loi sur les aliments et drogues dans lequel il est stipulé : « est interdite la vente d’un aliment dont l’emballage peut transmettre à son contenu une substance pouvant être nuisible à la santé d’un consommateur de l’aliment ». Signalons que les demandes d'autorisation préalable à la mise en marché présentées à la Direction générale des produits de santé et des aliments de Santé Canada sont strictement volontaires, car aucune disposition de la Loi sur les aliments et droguesou de son règlement d’application n’exige actuellement ce genre de démarche au Canada pour les matériaux à contact alimentaire. L'apport quotidien acceptable (AQA) de 0,5 mg/kg p.c. par jour de DEHA a initialement été défini par la Direction des aliments de Santé Canada en 1976, selon une étude de deux ans sur l'exposition par l'alimentation menée chez des rats; cette valeur est toujours valable. On peut trouver du DEHA dans un système de thermoscellage à encre destiné à être utilisé sur l'extérieur de structures stratifiées; cependant, cette utilisation ne devrait entraîner aucun contact alimentaire. On a également décelé du DEHA dans un produit de polystyrène utilisé dans la couche intermédiaire d'une structure stratifiée ainsi que dans un lubrifiant; ces applications ne devraient pas entraîner de contact alimentaire direct. (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada datée d'avril 2010; non citée).

Le DEHA est cité dans le titre 21 du Code of Federal Regulations de la Food and Drug Administration des États-Unis (USFDA), notamment dans les articles : 175.105 (adhésifs), 177.1200 (cellophane), 177.1210 (scellage avec des joints d'étanchéité pour les récipients alimentaires), et 178.3740 (plastifiants dans les substances polymériques), indiquant qu'il est approuvé comme additif alimentaire indirect, composant d'adhésif, emballage alimentaire de cellophane, matériau de scellage avec des joints d'étanchéité pour récipient alimentaire, pellicule de cellulose hydroxyéthyle, et plastifiants dans les substances polymériques (USFDA, 2007a, 2007b, 2007c, 2007d, 2007e).

Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), la majorité du DEHA fabriqué et importé au Canada en 2006 était destiné à être utilisé comme plastifiant (Environnement Canada, 2010a). D'autres utilisations déclarées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) incluent, sans toutefois s'y limiter, les adhésifs et les matériaux d'étanchéité pour la fabrication des automobiles (Environnement Canada, 2010a). À part son application en tant que plastifiant, le DEHA est utilisé comme solvant et composé de fluides fonctionnels (hydrauliques) et de lubrifiants d'aéronefs (Commission européenne, 2000) ainsi que dans le traitement de la nitrocellulose et du caoutchouc synthétique, et dans la plastification du polyvinylbutyral, de l'acétobutyrate de cellulose, du polystyrène et de la cire de dammar (CIRC, 2000).

D'après l'information disponible, les produits de consommation contenant du DEHA au Canada incluent les cosmétiques, certains produits de soins personnels, les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures, les nettoyants puissants pour les mains et les lubrifiants.

Le DEHA est utilisé dans les produits cosmétiques, en tant que plastifiant, émollient ou solvant (Gottschalck et McEwen, 2004). Au Canada, environ 300 produits contenant du DEHA ont été signalés au Système de déclaration des cosmétiques (SDC), y compris les hydratants et les nettoyants pour la peau, les produits de maquillage pour le visage et les préparations pour bains (SDC, 2010).

En outre, le DEHA est un produit de formulation (ingrédient non actif) présent dans les pesticides qui sont réglementés en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires au Canada (ARLA, 2005). L’inclusion de DEHA dans certains produits antiparasitaires enregistrés pour des usages spécifiques a été accepté, les concentrations fournies dans ces formulations se situent dans l’intervalle approuvé. Il faudrait des données supplémentaires (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 avril 2010; source non citée).

Le DEHA ne figure pas dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques en tant qu'ingrédient médicinal présent dans les produits pharmaceutiques ou vétérinaires (BDPP, 2010). Cependant, la substance figure dans la Base de données sur les ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques, comme ingrédient non médicinal présent dans les écrans solaires (communication personnelle de la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en mars 2010; source non citée). Le DEHA apparaît également dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels en tant qu'ingrédient non médicinal acceptable pour une utilisation comme plastifiant, émollient pour soins de la peau ou solvant dans les produits de santé naturels (BDIPSN, 2010). Toutefois, le DEHA ne figure pas dans la Base de données des produits de santé naturels homologués et n'est donc présent dans aucun produit de santé naturel homologué (BDPSNH, 2010).

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Rejets dans l'environnement

La plupart des plastifiants ne sont pas chimiquement liés aux polymères et peuvent migrer hors des produits de plastique pendant leur utilisation dans des conditions normales, ainsi qu’après avoir été mis au rebut (Fromme et al., 2002). Étant donné que les formulations de plastique, comme celles utilisées avec le PVC, peuvent contenir jusqu’à 40 % de plastifiant en poids (Graham, 1973; Wypych, 2004), une perte de plastifiant, même graduelle, peut venir à représenter une source très importante de contamination environnementale.

Au Canada, des quantités de DEHA peuvent être rejetées dans l'environnement pendant la fabrication, la distribution et l’utilisation industrielle de ce produit, ainsi que par suite de l’utilisation des produits finis par le consommateur et de leur élimination. Selon l'information soumise aux termes de l'article 71 de la LCPE (1999), la majorité du DEHA rejeté dans l'environnement en 2006 a abouti dans l'air (Environnement Canada, 2010a).

L'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) fait état des rejets totaux sur place et des éliminations totales hors site de DEHA de sources industrielles : ces données sont résumées dans le tableau 3. Les données de l'INRP confirment que les rejets de DEHA finissent principalement dans l'air, conformément à ce qui a été déclaré en application de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada 2008, 2010a).

Tableau 3. Quantités de DEHA rejetées et éliminées d'après l'INRP entre 2000 et 2008^[a]

^[a] Le seuil de déclaration à l'INRP pour le DEHA comprend la fabrication, le traitement et l'utilisation autre de la substance en une quantité égale ou supérieure à 10 000 kg, et à une concentration par poids égale ou supérieure à 1 %.

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Devenir dans l'environnement

Le modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2003) simule la distribution d'une substance dans un environnement d'évaluation hypothétique selon les processus de partage chimique, de réactivité et de transport entre divers milieux. Les valeurs de fraction en masse présentées dans le tableau 4 représentent les effets nets de ces processus dans des conditions de rejets continus lorsqu'un « état stable » hors de l'équilibre est atteint (p. ex. niveau III).

D'après les propriétés physiques et chimiques du DEHA (tableau 2), les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 4) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans le sol et les sédiments, selon le milieu dans lequel elle est rejetée. Ces résultats sont compatibles avec la faible hydrosolubilité expérimentale (0,0032 mg/L), les valeurs expérimentales et estimées élevées du log K_oe (> 6,1 et 8,12, respectivement), les valeurs estimées élevées du log K_co (4,2 – 5,9), ainsi que la dégradation du DEHA.

Tableau 4. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)

S'il est rejeté dans l'air, le DEHA peut résider dans la vapeur et les matières particulaires, selon le modèle d'équilibre gaz-particules pour les composés organiques semi-volatils
(HSDB, 1983 -). On prévoit la répartition de faibles quantités de DEHA dans l'air (tableau 4), pouvant être suivie d'une élimination par des dépôts secs et humides ou des réactions de dégradation avec des radicaux hydroxyles.

Le DEHA devrait avoir une adsorption sur place élevée (c'est-à-dire qu'il devrait être immobile), d'après l'estimation élevée de sa valeur de log K_co. Selon le modèle de fugacité, la substance résidera principalement dans le sol, si elle est rejetée dans ce milieu (tableau 4). Les constantes de la loi de Henry expérimentales et estimées (4,4 × 10^-2– 13 Pa·m³/mol) laissent entendre que la substance pourrait se volatiliser à partir des surfaces de sol humides. Cette volatilisation ne devrait pas être un processus important dans le devenir de la substance d'après la faible pression de vapeur expérimentale de 1,1 × 10^-4 Pa.

Si le DEHA était rejeté dans l'eau, il devrait s'adsorber fortement sur les matières solides en suspension et les sédiments, compte tenu des valeurs du log K_co élevées estimées. Une certaine volatilisation des surfaces de l'eau pourrait se produire d'après les valeurs expérimentales et estimées de la constante de la loi de Henry. Le modèle de fugacité prédit que si l'eau est le milieu récepteur, la substance devrait surtout se répartir dans les sédiments (tableau 4).

Ces résultats laissent entendre que le sol et les sédiments agiraient comme des lavabos pour le DEHA rejeté dans l'environnement.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Les données expérimentales disponibles sur la persistance du DEHA dans l'eau sont présentées dans le tableau 5a. Ces études comprennent des essais de biodégradation immédiate et de biodégradation intrinsèque (évaluation de la biodégradation primaire et de la biodégradation ultime), qui fournissent généralement les conditions favorables à la biodégradation (p. ex. acclimatation et nitrification) comparativement aux essais de biodégradation immédiate.

Tableau 5a. Données empiriques sur la dégradation du DEHA

ThCO₂ - masse théorique de dioxyde de carbone
ThOD - demande théorique d'oxygène
^[a] Biodégradation de 82 % = essai de demande biologique en oxygène pour les substances insolubles ISO 10708. Biodégradation de 83 % = essai de Sturm modifié. Substance analysée : Vestinol OA.
^[b] Provenant d'une usine locale de traitement des eaux usées; trois semaines d'acclimatation.
^[c] Biodégradation de 82 % = méthode par agitation du flacon de Gledhill; la configuration est similaire à celle de l'essai de Sturm, mais avec des récipients plus petits et différentes concentrations initiales de graines; 37,4 mg/L de DEHA. Biodégradation de 94 % = essai de Sturm modifié; actuellement appelé essai selon la méthode 301C de l'OCDE, mais sans boues activées acclimatées; 20,1 mg/L de DEHA.

La dégradation abiotique du DEHA peut se produire par photolyse et par hydrolyse (Howard, 1991; HSDB 1983-; OCDE, 2005). Le DEHA réagit rapidement aux radicaux hydroxyles, avec des demi-vies calculées de 2,6 à 26 heures pour un intermédiaire d'air pollué à non pollué, sur la base de sa constante de taux qui a été déterminée à l'aide d'une méthode d'estimation de la structure (Howard, 1991; tableau, 5b). Ces valeurs sont similaires à la demi-vie d'oxydation atmosphérique dans l'air de cinq heures prévue par le modèle AOPWIN (tableau 5b). Le DEHA peut également subir une photolyse directe, car le composé contient un groupe fonctionnel qui peut absorber la lumière à > 290 nm (HSDB, 1983-). Cependant, la substance ne réagit pas aux radicaux peroxyles (RO₂) ni à l'ozone (O₃) (Howard, 1991). Compte tenu de sa demi-vie de dégradation dans l'atmosphère inférieure à environ 1 jour, entraînée par la réaction aux radicaux hydroxyles, on considère que le DEHA ne persiste pas dans l'air. Par conséquent,le transport à grande distance de DEHA dans l’air ne risque vraisemblablement pas d’être un problème.

Même si le DEHA devrait éventuellement s'hydrolyser à un pH basique (similairement à d'autres diesters, Felder et al., 1986; USEPA, 1984a), le taux d'hydrolyse est considéré comme étant lent à négligeable à des pH observés dans l’environnement (USEPA, 2008). Les demi-vies par hydrolyse prévues de 3,2 ans (pH 7) et 117 jours (pH 8) calculées à l'aide d'une méthode d'estimation de la structure (tableau 5b) appuient cette analyse.

D'après les données expérimentales disponibles (tableau 5a), la biodégradation du DEHA dans l'eau semble se produire de façon relativement rapide, avec une dégradation primaire importante ayant lieu dans l'intervalle de quelques jours à quelques semaines.

Un mécanisme a été confirmé pour la biodégradation du DEHA par Rhodococcus rhodochrous (Nalli et al., 2002; Horn et al., 2004; Nalli et al., 2006b). Nalliet al. (2006b) ont présenté un calcul du bilan massique en mol pour la dégradation du DEHA (montant initial d'environ 10 g), qui indique que 10 % du DEHA est demeuré en phase liquide après 16 jours. L'analyse détaillée du devenir de tous les composés du DEHA a montré que 2 % de la substance au plus était minéralisée après 400 h (~ 16 jours) dans des conditions de croissance idéales. La première étape du processus de dégradation est l'hydrolyse enzymatique des liens esters dans le DEHA (Sauvageau et al., 2009). Les données laissent entendre que le DEHA subit une biodégradation primaire substantielle dans des conditions aérobies.

Nalli et al. (2002) ont démontré que le DEHA peut être dégradé par le R. rhodochrous lorsqu'il se développe sur une source de carbone primaire. La concentration initiale du DEHA était de 1 000 mg/L, et la substance a complètement disparu au cours des 60 premières heures (le test a duré cinq jours, et on y a observé des métabolites). La dégradation du DEHA produit une faible quantité de métabolites (Nalli et al., 2002, 2006a, b, c; Grochowalski et al., 2007), y compris de l'acide 2-éthylhexanoïque.

Gartshore et al. (2003) ont montré que le DEHA était fortement dégradé (dégradation primaire; 75 à 100 % de perte du composé d'origine) par deux espèces d'Aspergillus et qu'il était modérément dégradé par l'espèce Candida bombicola (% de perte donné) sur une période de huit jours.

Plusieurs souches de bactéries de sol ordinaires (7 espèces), de levures (6 espèces) et de champignons (2 espèces) étaient cultivées avec différents plastifiants (y compris du DEHA à raison de 2 500 mg/L) pour une période de deux semaines (Nalliet al., 2006a). Parmi les 18 souches/espèces testées, 17 ont montré une biodégradation primaire modérée à importante (déterminée sur le plan qualitatif), ce qui indique que la majorité des microbes testés pouvaient dégrader le DEHA. La dégradation du DEHA par la Bacillus subtilis a été étudiée en présence de surfactants, ce qui a entraîné la séquestration des métabolites dans des micelles mixtes, réduisant ainsi leur biodisponibilité pour une dégradation plus poussée (Grochowalski et al., 2007). Berk et al.(1957) ont découvert que les diesters de l'acide adipique contenant 12 carbones ou plus accentuaient la multiplication des champignons. La capacité des cultures de levures à utiliser des esters de l'acide adipique a été démontrée par Osmon et al. (1970). Sabev et al. (2006) ont mis en évidence une perte de 4 % du poids du polychlorure de vinyle sur une période de 10 mois dans des plastiques enfouis. Par ailleurs, on a isolé 92 morphotypes de champignons du sol de prairies et 42 du sol forestier, qui ont pu éliminer la gélose du DEHA.

Dans Saeger et al. (1976), la dégradation rapide et presque complète (ultime) du DEHA en CO₂ et en eau observée dans les boues activées de 35 jours obtenues par la méthode semi-continue, et les tests d'évolution du CO₂permettent de penser que les populations mixtes de microbes dans l'environnement dégraderont rapidement le DEHA et que sa demi-vie sera de beaucoup inférieure à 182 jours.

Le DEHA a été soumis à un essai de biodégradation immédiate, conformément aux méthodes d'essai du ministère du Commerce international et de l'Industrie du Japon énoncées dans le guide technique de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) (soit MITI-I-OECD TG 301C), et les résultats indiquent que la biodégradation est immédiate (CHRIP, c2011). La demande biochimique en oxygène mesurée après l'essai de 28 jours était de 71 %. Cet essai a aussi permis de déterminer que la demi-vie de la dégradation ultime dans l'eau devrait donc être bien inférieure à 182 jours (6 mois) et que, par conséquent, la substance ne devrait pas persister dans ce milieu. Les essais de biodégradabilité immédiate menés sur un certain nombre d'autres diesters indiquent également un risque que ces composés se dégradent de façon relativement rapide dans l'environnement (USEPA, 2008).

Bien que des données expérimentales sur la dégradation du DEHA soient disponibles et qu’il soit préférable de les utiliser, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a aussi été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 5b ci-après. Ainsi, les résultats des approches prédictives peuvent servir à renforcer et à étayer les données expérimentales comme élément de preuve additionnel. Dans le cas du DEHA, les résultats obtenus avec les modèles concordent avec les données expérimentales et confirment que la demi-vie de biodégradation ultime dans l'eau de la substance est inférieure à 182 jours.

Tableau 5b. Données modélisées sur la dégradation du DEHA

^[a] EPIsuite (2008) utilisé avec des notations SMILES dans le tableau 1; pour HYDROWIN, le modèle montre que les fragments sur ce composé ne sont pas disponibles dans la bibliothèque de fragments. Ainsi, des substituts ont été utilisés.
^[b] Le modèle ne donne pas d'estimation pour ce type de structure.
^[c] Utilisations d'une constante du taux d'hydrolyse de deuxième ordre catalysée par des bases, de 0,07 L/mol-seconde, et estimée à l'aide de la méthode d'estimation de la structure.
^[d] Le résultat s'exprime par une valeur numérique de 0 à 5.
^[e] Le résultat s'exprime par un taux de probabilité.

D'après un ratio d'extrapolation de 1:1:4 associé à une demi-vie de biodégradation eau:sol:sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie de biodégradation ultime dans le sol devrait également être inférieure à 182 jours et la demi-vie dans les sédiments devrait être inférieure à 365 jours (sur la base de la demi-vie dans l'eau qui devrait être inférieure à 90 jours, compte tenu des données expérimentales et modélisées). Par conséquent, le DEHA n'est pas considéré comme étant persistant dans le sol ou les sédiments.

D'après les données empiriques et modélisées (tableaux 5a et 5b), le DEHA ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, le sol, l'eau ou les sédiments (demi-vie dans l'air ³ 2 jours, demi-vies dans le sol et dans l'eau ≥ 182 jours, et demi-vie dans les sédiments ≥ 365 jours) qui sont stipulés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

La valeur du log K_oe seule laisse penser que le DEHA peut s'accumuler dans les organismes aquatiques, même si cela n'a pas été confirmé dans l'étude de bioconcentration chez les poissons menée par Felder et al., (1986). Ces derniers ont effectué une étude d'absorption de 28 jours et une étude de dépuration de 14 jours sur le crapet arlequin conformément aux procédures de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (ou EPA) et de l'ASTM. La concentration d'exposition nominale dans l'essai d'écoulement continu était de 0,20 mg/L [¹⁴C] de DEHA (ce qui a été confirmé par analyse radio avant que les poissons testés ne soient introduits dans les cuves d'essai). Des groupes de 130 poissons ont été transférés dans les cuves de contrôle et d'essai, puis observés en termes de mortalité et de comportement inhabituel à 0 h et à chaque 24 h durant une période d'exposition de 28 jours. De l'eau et des poissons (filet de muscle et portions de viscères) ont été échantillonnés à 4 h aux jours 1, 3, 7, 14, 21 et 28 pendant la période d'absorption. Au jour 28, l'ajout de la substance d'essai a été abandonné, et les poissons ont été exposés à de l'eau de puits non contaminée en écoulement pendant 14 jours supplémentaires. En outre, de l'eau et des poissons ont été échantillonnés aux jours 29, 31, 35, 38 et 42, puis analysés de la même manière que durant la période d'absorption. Dans des poissons entiers, on a observé un facteur de bioconcentration (FBC) de 27, notamment chez le crapet arlequin exposé à 0,250±0,08 mg/L [¹⁴C] de DEHA à la fin de l'essai (jour 28). La substance semblait atteindre l'équilibre chez les poissons au jour 7. La demi-vie de sa dépuration dans cet organisme était inférieure à 1 jour. Étant donné que le facteur de bioconcentration mesuré était basé [¹⁴C] sur des déterminations et non sur la concentration de DEHA mesurée dans les tissus de poissons, une partie [¹⁴C] de l'activité pourrait être attribuable aux métabolites du DEHA. En outre, le facteur de bioconcentration pourrait avoir été surestimé, car la concentration d’exposition utilisée pour le calcul de la bioaccumulation expérimentale est environ 100 fois supérieure à la limite d’hydrosolubilité de la substance. Toutefois, même si la concentration d’hydrosolubilité est utilisée pour le calcul du FBC, ce facteur serait inférieur dans une mesure significative à la valeur du critère de bioaccumulation (FBC ≥ 5 000).

Bien qu'une valeur expérimentale du FBC pour le DEHA soit disponible, une méthode prévisionnelle a été appliquée en utilisant les modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration illustrés au tableau 6 qui suit. Selon leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si son FBC ou son facteur de bioaccumulation (FBA) est égal ou supérieur à 5 000. Toutefois, le calcul des FBA est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le FBC ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log K_oe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003). La modélisation cinétique du bilan massique devrait constituer la méthode de prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation du MAPBAP acétate, car elle permet une correction de la transformation métabolique dans la mesure où le log K_oe de la substance se trouve dans le domaine du log K_oe du modèle.

Tableau 6. Données modélisées sur la bioaccumulation du DEHA

^[a] Les valeurs utilisées dans la modélisation avec EPIsuite (2008) sont indiquées par un astérisque dans le tableau 2. La solubilité dans l'eau de 0,78 mg/L était utilisée dans le modèle CPOP.

Des estimations du FBC et du FBA, corrigées en fonction d'une biotransformation potentielle, ont été produites à l'aide du modèle BCFBAF (EPIsuite, 2008). Des constantes du taux métabolique ont été obtenues à l'aide de relations quantitatives structure-activité décrites ci-après dans la méthode d'Arnot et al. (2008a, 2008b et 2009). Étant donné qu'une relation peut être établie entre le potentiel métabolique, et le poids corporel et la température (Hu et Layton, 2001, et Nichols et al., 2007), le modèle FBCFBA normalise davantage la constante k_M pour un poisson de 10 g à 15 ^oC en fonction du poids corporel de poissons de niveau trophique intermédiaire (184 g) dans le modèle Arnot-Gobas (Arnot et al., 2008b). Des poissons de niveau trophique intermédiaire ont été utilisés pour représenter les sorties globales du modèle, comme l'a laissé entendre le concepteur du modèle, et ce modèle est plus représentatif des poissons susceptibles d'être consommés par des piscivores aviaires ou terrestres. Après avoir procédé à la normalisation, la valeur k_M pour un poisson de 10 g à 15^oC est estimée à 2,3 jours ^-1. Par conséquent, le métabolisme de cette substance est relativement rapide, ce qui indique qu'elle n'est vraisemblablement pas bioaccumulable.

Les preuves disponibles indiquent que le DEHA devrait avoir un faible potentiel de bioaccumulation, malgré sa valeur de log K_oe relativement élevée, la raison la plus probable étant que la substance se métabolise rapidement. Tous les facteurs de bioconcentration et de bioaccumulation sont inférieurs à 5 000. Selon les valeurs modélisées et empiriques corrigées pour le métabolisme, et compte tenu des preuves du potentiel métabolique, le DEHA ne répond pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBA ≥ 5 000) énoncés dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation des effets écologiques

Milieu aquatique

La toxicité aiguë et chronique du DEHA a été testée à l'aide de quatre espèces de poissons, huit espèces d'invertébrés d'eaux douces et marines, deux espèces d'algues vertes ainsi que certains microorganismes. Des organismes pélagiques et benthiques ont également été testés. Un résumé des données expérimentales sur les effets écologiques est présenté au tableau 7. Bon nombre des valeurs sont présentées telles qu’elles l’ont été par l’OCDE (2005).

Tableau 7. Données empiriques sur la toxicité aquatique du DEHA

CL₅₀ - Concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.
CE₅₀ - Concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai.
C(D)SEO - Concentration (dose) sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité.
C(D)MEO - Concentration (dose) minimale avec effet observé, soit la concentration la plus faible causant un effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité.
CMAT - Concentration maximale acceptable de toxiques généralement présentée soit comme la marge de variation entre la C(D)SEO et la C(D)MEO, soit comme la moyenne géométrique des deux mesures.
^[*] La plupart des concentrations d'essai signalées dépassent la limite d'hydrosolubilité (0,0032 mg/L).
^[**] La valeur critique de toxicité utilisée pour obtenir une concentration probable sans effet.
^[a] Les auteurs ont noté que les périodes de mortalité obtenues étaient aléatoires (sans exclure le calcul d'une CL₅₀), ce qui indique un facteur autre que l'action régulière d'une toxine chimique.
^[b] Il s'agit de la seule concentration d’essai ou de la plus forte concentration d’essai dans le cas des boues activées.
^[c] Substance analysée : Vestinol OA.
^[d] Données supplémentaires incluses : inhibition de la croissance à la CSEO après 72 h = 50 mg/L pour les algues vertes (1999); immobilisation de la CE₅₀ après 48 h >50 mg/L pour les daphnies (1999); reproduction à la CSEO après 21 jours = 14 mg/L pour les daphnies (1999); CL₅₀ aiguë après 96 h > 50 mg/L pour les poissons (1999).
^[e] [¹⁴C] Concentration de DEHA mesurée aux jours 0, 4, 7, 14, et 21 avec une concentration moyenne mesurée à 92 % de la valeur nominale.

D’après la plupart des études sur la toxicité aiguë de la substance chez les organismes aquatiques, aucun effet n’est observé aux plus fortes concentrations étudiées, c’est-à-dire aux concentrations > 0,23 mg/L (ce qui est plus élevé que la limite d’hydrosolubilité de la substance; voir le tableau 7). Toutefois, le DEHA affichait une toxicité aiguë pour deux des espèces testées, avec des concentrations d'essai supérieures à la limite d'hydrosolubilité. Dans une étude, des truites arc-en-ciel ont été exposées à des concentrations de DEHA allant de 54 à 420 mg/L, avec 30 à 55 % de mortalité signalée (Hrudey et al., 1976). Les auteurs ont noté que le DEHA présentait des caractéristiques d'autoémulsification significatives, permettant ainsi l'émulsification et le test directs sans utiliser aucun agent transporteur ou stabilisateur. Les concentrations relativement élevées des émulsions d'essai ont accru l'instabilité, ce qui a produit des globules du composé d'essai au fil du temps. Par conséquent, les auteurs ont laissé entendre que les émulsions d'essai ont peut-être causé la mort des poissons principalement à cause de l'effet de revêtement physique sur ces derniers. Dans la seconde étude, on a fait état d’une CL₅₀ sur 48 h de 0,66 mg/L pour D. magna (Felder et al., 1986). Les concentrations d'essai dans cette étude étaient également supérieures à la limite d'hydrosolubilité, mais Felder et al. n’ont pas indiqué que la toxicité aiguë était attribuable à un effet physique.

Les données disponibles permettent de penser qu’un problème de toxicité chronique peut se poser pour les organismes aquatiques à des concentrations de DEHA inférieures à environ 0,1 mg/L. Deux études sur la toxicité chronique ont été effectuées sur le D. magna et deux espèces d'algues vertes (tableau 7). Robillard et al. (2008) ont effectué un essai de la limite de toxicité chronique pour le D. magna à une exposition moyenne de 0,0044 mg/L dans de l'eau diluante de laboratoire. Ces auteurs ont également fait état d’une hydrosolubilité de 0,0055 mg/L déterminée pour le DEHA à l'aide de la méthode par agitation douce et ils jugent que les concentrations d'essai ont été choisies pour éviter la présence de matériaux d'essai insolubles ainsi que le piégeage physique d'organismes. Aucun effet néfaste sur la survie, la croissance ou la reproduction n'a été observé dans les organismes traités avec le DEHA. Cependant, ces travaux n’ont pas été jugés fiables parce que la concentration de DEHA mesurée initialement dans la solution d'essai au moment du renouvellement variait de 0,00165 à 0,00832 mg/L. Fait encore plus important à noter, lorsque les concentrations d’essai ont été mesurées à trois reprises juste avant le renouvellement, la concentration de la substance avait baissé, atteignant des valeurs très basses (< 0,00009 mg/L) en 24 heures dans la cuve d'essai où se trouvaient les daphnies et les aliments. Les auteurs pensent qu'il est raisonnable de s'attendre à ce que le DEHA s'adsorbe sur les aliments dans les cuves d'exposition, étant donné ses propriétés physicochimiques et son coefficient de répartition pour le phtalate de di(2-éthylhexyle) indiquant l'eau et les algues planctoniques (cette substance a une hydrosolubilité et un log K_oe similaires ceux du DEHA).

Une autre étude de la toxicité chronique portant sur le D. magna mesurait également la survie, la croissance et la reproduction de l'espèce au cours d'un essai d'écoulement continu de 21 jours (Felder et al., 1986) mené selon les procédures de l'American Society for Testing and Materials (ASTM). En outre, du DEHA radio-marqué a été utilisé pendant l'expérience. [¹⁴C] Les concentrations de DEHA ont été mesurées aux jours 0, 4, 7, 14 et 21. Les concentrations moyennes mesurées constituent 92 % des concentrations nominales et étaient en moyenne de 0,014, 0,024, 0,052, 0,087 et 0,18 mg/L. Tous les traitements et contrôles ont été effectués en quatre exemplaires avec des 10 daphnies au premier stade de leur vie (âgées de moins de 24 h) dans chaque cuve d'essai. Les daphnies ont été nourries avec 15 à 30 mL de S. capriconutum en suspension trois fois par jour et avec 2 mL de nourriture pour truite en suspension une fois par jour. Une moyenne géométrique de la CMAT a été établie à 0,035 mg/L. Les résultats de cette étude ont été jugés acceptables pour définir la valeur critique de toxicité (VCT) (voir le sommaire de rigueur d’étude, à l’annexe 1) qui est utilisée pour déterminer une concentration estimée sans effet (CESE; décrite plus loin dans le présent rapport). La VCT dont font état Felder et al. (1986) a également servi dans le rapport d’évaluation du SIDS de l’OCDE (2005) portant sur le DEHA afin de déterminer une CESE pour les organismes aquatiques.

La VCT (0,035 mg/L) est jugée acceptable, car elle ne s’éloigne pas de plus d’un facteur de dix des valeurs d’hydrosolubilité estimées qui sont jugées acceptables. Ce facteur de dix permet de rendre compte de la variabilité et des incertitudes des estimations expérimentales de l’hydrosolubilité et de la toxicité intrinsèque, et du fait qu’il existe en milieu naturel des co-solvants pouvant influer sur la solubilité et la biodisponibilité d’une substance. Dans les deux études faisant état de valeurs d’hydrosolubilité estimées acceptables pour le DEHA (0,0032–0,0055 mg/L), la méthode par agitation douce a été utilisée. En outre, il est aussi possible de prendre en compte, dans l’évaluation des risques écologiques que présente une substance, d’autres modes d’action (p. ex. des effets physiques) susceptibles d’entrer en jeu en milieu naturel. Par conséquent, à cet égard, les résultats des essais de toxicité en milieu aquatique portant sur des concentrations dépassant la limite d’hydrosolubilité de la substance évaluée peuvent être utiles.

Des prévisions modélisées pour la toxicité en milieu aquatique ont été établies pour le DEHA, les approches prédictives apportant un élément de preuve additionnel. Les résultats du modèle ECOSAR (2008) pour la classe des esters ont indiqué que le produit chimique peut ne pas être suffisamment soluble pour causer des effets aigus, et que le seuil du log K_oe du modèle a été un peu dépassé. Aucun effet aigu à la concentration de saturation n’est donc prévu. Les valeurs de toxicité chronique (désignées comme Vtc) prévues étaient inférieures à la valeur d'hydrosolubilité (sauf pour un paramètre). Pour les esters, ces prévisions comprenaient les suivantes : 0,0003 mg/L pour les poissons (après 32 - 33 jours), 0,002 mg/L pour les daphnies (après 21 jours) 0,006 mg/L pour les algues vertes. Les valeurs prédites de la toxicité chronique (Vtc) pour les composés organiques neutres étaient les suivantes : 0,0002 mg/L pour les poissons, 0,0006 mg/L pour les daphnies, et 0,014 mg/L pour les algues vertes. Les résultats du modèle TOPKAT ont aussi été jugés fiables avec une CL₅₀ de 0,0011 mg/L prévue pour le tête-de-boule (bien que la valeur calculée du log P dépasse la fourchette couverte par l'ensemble d'étalonnage). Globalement, ces prévisions appuient les données empiriques analysées précédemment.

Les données de toxicité disponibles indiquent qu’il y a lieu de se préoccuper de la toxicité chronique de cette substance. Ainsi, la VCT choisie pour déterminer la CESE est la CMAT expérimentale de 0,035 mg/L obtenue au cours d’un essai de 21 jours mené sur D. magna et portant sur les paramètres de survie, de reproduction et de croissance (Felder et al., 1986).

Autres milieux

Seule une étude (disponible) a évalué les effets du DEHA dans le sol. Des vers de terre ont été exposés à du quartz et du sol modifié par le DEHA pendant 7 et 14 jours, avec une CL₅₀ inférieure à 1 000 mg/kg et à 865 mg/kg, respectivement (Huls, 1996g; comme il a été déclaré dans OCDE, 2005). On n'a trouvé aucune étude concernant les effets écologiques de ce composé dans les sédiments.

Aucune étude portant sur les effets écologiques du DEHA dans l’air n’a été trouvée.

Une méthode de partage à l’équilibre (Di Toro et al., 1991) faisant intervenir l'étude de la toxicité critique (CMAT pour D. magna), laquelle a été choisie parmi les travaux disponibles sur la toxicité en milieu aquatique, a servi à l’estimation de la VCT pour les organismes vivant dans le sédiments, tel qu'il est indiqué ci-après.

où :

Par conséquent :

On présume que la toxicité pour les organismes des sédiments est directement proportionnelle à la quantité de substance à l’état libre présente en solution dans l’eau des pores des sédiments et est applicable aux sédiments contenant plus de 0,2 % de carbone organique. La VCT pour les organismes des sédiments est de 55,7 mg/kg (poids sec); cette valeur peut servir à estimer la concentration estimée sans effet dans les sédiments.

Évaluation de l'exposition de l’environnement

Le DEHA est un ingrédient présent dans un certain nombre de produits industriels et de consommation et il est utilisé en volumes importants au Canada (Environnement Canada, 2010a) ainsi que partout aux États-Unis (USEPA, 2010) et dans l'Union européenne (ESIS, c1995-2010). Il est aussi utilisé dans une variété d'applications plastiques, notamment lorsqu'une flexibilité est requise à de basses températures (p. ex. pour les emballages autocollants alimentaires). La plupart des plastifiants ne sont pas chimiquement liés aux polymères et peuvent migrer des produits plastiques durant leur utilisation normale et après leur élimination (Fromme et al., 2002). Étant donné que les formulations de plastiques, comme celles qui sont utilisées avec le polychlorure de vinyle, peuvent contenir jusqu'à 40 % de plastifiant par poids (Graham, 1973; Wypych, 2004), même une perte graduelle de plastifiant peut devenir une source très importante de rejets environnementaux. Généralement, les adipates sont également utilisés dans un grand nombre de produits et d'applications; à titre d'exemple, la Suède a signalé 158 produits chimiques contenant du DEHA en 2003 (IVL SERI, 2005).

Les rejets de DEHA dans l'environnement peuvent résulter de la fabrication de cette substance, de son utilisation par le secteur industriel et par les consommateurs et de l’élimination de divers produits en contenant. Le traitement des eaux usées peut entraîner, soit le rejet de DEHA dans l'environnement aquatique, soit sa concentration dans les biosolides (Barnabé et al., 2008; Beauchesne et al., 2008). L'élimination des produits ou des biosolides, ou l'utilisation des biosolides (boues résultant du traitement des eaux usées) dans les amendements de sol contenant la substance peuvent causer des rejets dans l'environnement en cas d'application directe au sol, de lixiviation dans les sites d'enfouissement (où les eaux de lixiviation ne sont pas recueillies) ou d'incinération des déchets.

Des données concernant les concentrations de DEHA dans l'environnement au Canada et ailleurs ont été trouvées (tableau 8). Les données de surveillance de l’environnement canadien constituent le plus pertinent des éléments de preuve de l’exposition d’organismes au pays.

Tableau 8. Concentrations de DEHA dans l'environnement

nd = non détecté
^[a] De la neige vierge a été échantillonnée à partir d'espaces verts au centre-ville de Montréal. Des échantillons d'eau de rivière et de sédiments ont été recueillis à moins de deux mètres du littoral du fleuve Saint-Laurent, à l'extrémité d'aval de l'île de Montréal. Des échantillons d'eau ont été prélevés d'un ruisseau qui draine une zone industrielle sur l'île de Montréal et qui traverse un parc (parc-nature du Bois-de-Liesse, à Montréal, Québec). Les lixiviats de sites d'enfouissement ont été collectés au site d'enfouissement de Miron, dans les limites de la ville de Montréal, puis échantillonnés à partir d'une conduite acheminant des lixiviats collectés du site d'enfouissement vers un bassin d'aération.
^[b] Énumération des populations servies par ordre décroissant.
^[c] Les sites comprenaient des sites industrialisés et peu industrialisés impliquant une étude des principales rivières, les baie de Chesapeake et de San Francisco ainsi que les lacs Huron, Michigan, Ontario et Supérieur. Seuls 7 % des échantillons d'eau analysés contenait du DEHA; les résultats pour les sédiments n'étaient pas fiables à cause des faibles taux de rétablissement.
^[d] Il est à noter que la substance était habituellement détectée dans des échantillons à blanc de laboratoire.
^[e] Le programme national d'évaluation préalable de la Suède (Swedish national screening program) comprenait des mesures à des sites ayant des sources ponctuelles et diffuses potentielles (usines de traitement des eaux usées), des sites urbains et des sites de référence. Au total, 125 échantillons ont été prélevés.

Les concentrations mesurées dans une variété d'environnements ont été résumées dans le tableau 8. Horn et al.(2004) ont mené une enquête sur les concentrations de plastifiants ordinaires (y compris le DEHA) et leurs métabolites en précipitation ainsi que sur les eaux de surface et les sédiments de rivière près de Montréal, au Québec. La fonte des neiges, les lixiviats de sites d'enfouissement et l’eau de rivière présentaient les plus hautes concentrations de DEHA, tandis que des concentrations élevées ont également été mesurées dans les sédiments, comme on pourrait s'y attendre étant donné les propriétés physicochimiques de la substance. Des échantillons d'eau de rivière et de sédiments ont été recueillis dans le fleuve Saint-Laurent à l'extrémité d'aval de l'île de Montréal. La concentration de DEHA dans l'eau du fleuve dont il est fait état dans cette étude est similaire aux valeurs supérieures des plages déterminées dans les études de surveillance menées dans les diverses régions des États-Unis, qui portaient aussi sur certains plans d'eau touchés (Kolpinet al., 2002; Wypych, 2004).

En outre, du DEHA a été mesuré dans les influents, les effluents et les boues d'usines de traitement des eaux usées (Barnabé et al., 2008; Beauchesne et al., 2008; Harrison et al., 2006; Nasu et al., 2001; Paxeus 1996), dans les eaux ménagères (Eriksson et al. 2003) et dans les lixiviats des sites d'enfouissement (Horn et al., 2004; Paxeus 2000). Les données liées à sept usines de traitement des eaux usées au Québec sont résumées au tableau 8.

Barnabé et al. (2008) ont étudié les plastifiants et leurs produits de dégradation dans les flux à traiter à l’usine de traitement des eaux usées de Montréal, qui fournit un traitement primaire avec certains processus d'élimination physique et chimique. Des concentrations de DEHA relativement élevées ont été mesurées dans les influents de systèmes d’égouts séparatifs (10,3 mg/L dans les influents du nord provenant d’une population principalement résidentielle, et 3 mg/L dans les influents du sud; les valeurs données au tableau 8 pour les influents sont des moyennes). Les auteurs notent que le DEHA était fortement associé à des matières solides huileuses et à des gouttelettes d'eau en suspension dans des eaux usées (influents); ainsi, il se peut que les échantillons recueillis n'aient pas été homogènes, et que les quantités de la substance dans les flux à l'installation de Montréal aient été surestimées. Quel que soit le cas, le DEHA était présent en concentrations bien plus importantes que deux autres plastifiants phtaliques couramment utilisés, qui ont été mesurés dans les flux à traiter. Les résultats indiquent que les sources de DEHA dans les eaux usées urbaines sont importantes et que la substance est probablement plus mobile ou est libérée des produits plus aisément que les deux autres plastifiants phtaliques.

Malgré le taux d'élimination significatif du DEHA issu du traitement primaire et physicochimique (98 %) à l'usine de traitement des eaux usées de Montréal, la substance a été mesurée dans les effluents à une concentration de 0,147 mg/L (Barnabé et al., 2008). Une bonne partie des matières solides enlevées n'ont pas pu être analysées et, par conséquent, il n'a pas été possible de terminer le bilan massique. Par ailleurs, compte tenu de la nature physicochimique du processus de traitement et de l'échelle de traitement relativement courte dans le temps, il est peu probable que la diminution de la concentration de DEHA soit principalement due à la biodégradation. Cependant, si l'on tient compte des débits massiques quotidiens (représentés par le jour d'échantillonnage en 2005), 320 kg de DEHA sont alors rejetés par jour dans les effluents de Montréal, et 87 kg par jour sont enlevés des boues déshydratées (Barnabé et al., 2008).

Des concentrations de DEHA ont été mesurées dans les influents, les effluents et les boues de six autres usines de traitement des eaux usées du Québec avec des systèmes de traitement biologique et à diverses durées de rétention hydraulique (Barnabé et al., données non publiées). La contribution industrielle (globale) aux influents a été définie comme étant inférieure à 5 % à trois des installations (Québec, Gatineau, Victoriaville), à 49 % à l'installation de Granby, et à 60 % à celle de Drummondville; elle n'a pu être déterminée pour l'installation de Thetford Mines. Les concentrations de DEHA variaient de 0,05 à 8 mg/L dans les influents et de non détectable à 5,9 mg/L dans les effluents. Du DEHA a aussi été mesuré dans les boues de ces usines avec des concentrations allant de 4 à 743 mg/kg dans les boues primaires, secondaires, digérées, déshydratées ou sèches (Beauchesneet al., 2008; Barnabé et al., données non publiées).

Rejets industriels

L'exposition aquatique au DEHA résultant d’activités industrielles est à prévoir si la substance est rejetée dans des eaux usées acheminées à une usine de traitement qui évacue ses effluents dans un plan d’eau. La concentration de la substance dans les eaux réceptrices près du point de rejet de l'usine de traitement des eaux usées est utilisée comme la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation du risque que présente la substance en milieu aquatique. On peut la calculer à l'aide de l'équation suivante :

où

Une analyse de l'exposition propre aux sites a été menée pour le milieu aquatique à 8 sites industriels qui sont définis comme traitant les plus hautes quantités de DEHA, d'après l'information recueillie dans le cadre de l'enquête réalisée en application de l'article 71 de la LCPE (Environnement Canada, 2010a). Ces 8 sites comprennent deux fabricants de DEHA, 5 utilisateurs industriels de la substance et une usine de nettoyage de contenants de DEHA. Chaque site est composé d'une ou deux installations et traite une quantité de la substance variant de 10 000 à 10 000 000 kg par an. La sélection des sites est basée sur l'hypothèse générale selon laquelle la quantité rejetée est proportionnelle à la quantité utilisée, fabriquée ou transportée, et les sites sélectionnés présentent le risque potentiel le plus élevé.

Dans cette analyse d'exposition propre aux sites (Environnement Canada, 2010b), on a présumé que l'installation ou les installations à chaque site acheminent leurs eaux usées vers une usine locale de traitement des eaux usées; ces eaux usées libèrent, à leur tour, des effluents vers un plan d'eau récepteur. On a établi la concentration environnementale estimée (CEE) dans les eaux réceptrices sur la base de la concentration dans l'effluent de traitement des eaux usées en appliquant un facteur de dilution dont la valeur peut atteindre 10 tout dépendant du débit des eaux réceptrices. La concentration dans les effluents a été estimée sur la base de la perte proportionnelle estimée de la substance dans les eaux usées, l’efficacité de l'élimination à l'usine de traitement des eaux usées et le débit des effluents de cette usine. La perte de la substance à partir de chaque installation a été estimée à 0,16 % pour les fabricants de DEHA ou les utilisateurs industriels, et à 0,2 % pour les installations de nettoyage de contenants de la substance (OCDE, 2009). On a également supposé que le nombre de jours d’activité est de 250 jours par an, ce qui est habituel pour les installations petites ou moyennes. Le taux d'élimination à l'usine de traitement des eaux usées a été estimé à 0 dans le cas d'un traitement inconnu, et, d’après les résultats obtenus au moyen d’un modèle informatique (ASTreat, 2006) il est estimé à 57,1 % pour le traitement primaire et 85,4 % pour le traitement secondaire. Le débit de l'effluent d'une usine de traitement des eaux usées, considéré comme proportionnel à la population desservie, varie de 2 000 à 350 000 m³ par jour.

D'après les hypothèses susmentionnées, on estime que les CEE sont comprises entre 0,01 et 73,13 µg/L pour les 8 scénarios industriels.

Rejets par les consommateurs

Les données de surveillance apportent un élément de preuve que du DEHA est rejeté dans les eaux usées acheminées aux usines de traitement et, par la suite, dans le milieu aquatique (voir le tableau 8), ce qui ne semble pas s’expliquer uniquement par les activités industrielles qui pourraient être à l’origine de rejets dans les eaux usées qu’elles envoient à des usines de traitement (selon les auteurs de ces études interreliées). Vu l’insuffisance de l’information sur les quantités de produits de consommation contenant du DEHA qui sont utilisées, il a été impossible d’élaborer un scénario pour la modélisation quantitative des rejets attribuables aux produits de consommation.

Caractérisation du risque écologique

La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable consistait à examiner les divers renseignements à l'appui et à tirer des conclusions suivant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Les forts volumes de fabrication et d'importation de DEHA, l'information sur les utilisations et sur la présence de cette substance dans les effluents des usines de traitement des eaux usées ainsi que les concentrations mesurées dans l'environnement au Canada indiquent un risque de rejet généralisé et continuel dans l'environnement au pays. Une fois dans l'environnement, la substance se répartirait surtout dans les sédiments et le sol, mais serait aussi présente dans la colonne d'eau sous forme dissoute ou d'émulsion.

Le DEHA ne devrait pas être persistant dans l'air, l'eau, le sol ou les sédiments suivant la définition donnée dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation. Cette substance ne devrait pas subir de bioconcentration ou de bioaccumulation dans les organismes aquatiques si l’on en juge d’après les résultats d’une étude de la bioconcentration chez les poissons et les données de modélisation selon lesquelles elle est rapidement métabolisée par les poissons. La majorité des études sur la toxicité aiguë ne font état d’aucun effet aigu à la limite d'hydrosolubilité, qui est bien inférieure à 1 mg/L. Dans un cas où un phénomène de létalité aiguë a été observé chez la truite arc-en-ciel, le mécanisme de toxicité pourrait avoir été un effet physique, ce qui est considéré comme pertinent sur le plan écologique. Les invertébrés, par contre, semblent plus sensibles au DEHA dans la colonne d’eau, comme l’indiquent les données disponibles sur la toxicité aiguë et la toxicité chronique. Le potentiel de toxicité chronique de la substance pour les organismes aquatiques (CMEO chronique < 0,1 mg/L) est préoccupant, car les données disponibles sur la toxicité indiquent que des effets néfastes peuvent se produire à des niveaux d’exposition chronique approchant la valeur limite d’hydrosolubilité estimée pour le DEHA ou se situant sous cette valeur. Comme la substance est métabolisée dans les poissons et excrétée de façon relativement rapide, le risque de toxicité chez le poisson n’est pas aussi préoccupant.

Vu les préoccupations de toxicité chronique chez les invertébrés, on a déterminé une CESE en divisant la valeur de toxicité chronique (CMAT), qui se chiffre à 0,035 mg/L (la valeur expérimentale valide la plus sensible) pour D. magna, par un facteur d'évaluation de 10 pour obtenir par extrapolation à partir de la valeur du laboratoire une concentration estimée sans effets sur le terrain. La CESE ainsi obtenue est de 0,0035 mg/L. C’est la même valeur que celle recommandée dans le rapport d’évaluation du SIDS de l’OCDE (OCDE, 2005), qui a été déterminée au moyen de la même étude, de la même valeur de toxicité chronique et du même facteur d’évaluation que ceux mentionnés ci-dessus.

Une analyse du quotient de risque, intégrant des données de surveillance et des estimations réalistes de l'exposition au Canada avec des renseignements sur la toxicité (déterminée par le calcul du rapport CEE/CESE), a été réalisée pour le milieu aquatique et sédimentaire, afin de déterminer si la substance pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada. Les CEE et les quotients de risque connexes déterminés pour les scénarios canadiens sont résumés ci-après dans le tableau 9.

Tableau 9. Résumé des analyses du quotient de risque pour le DEHA

^[a] Hornet al. (2004); le site du fleuve du Saint-Laurent se trouvait à l'extrémité aval de l'île de Montréal et des échantillons d'eau de rivière et de sédiments étaient prélevés à moins de deux mètres du littoral; le ruisseau draine une zone industrielle sur l'île de Montréal et traverse un parc. Des échantillons de neige vierge ont été prélevés dans un espace vert du centre-ville de Montréal. Les lixiviats de site d’enfouissement ont été recueillis à la carrière Miron; les échantillons ont été pris au tuyau par lequel les lixiviats sont acheminés jusqu’à un bassin d’aération.
^[b] Barnabé et al. (2008); la CEE a été calculée à l'aide de la concentration mesurée dans les effluents (tableau 8) et d'un facteur de dilution de 10 pour tenir compte de la dilution dans les eaux réceptrices.
^[c] Barnabé et al. (données inédites); s.o. : sans objet, car aucun DEHA n’a été trouvé en quantité détectable dans les effluents. La CEE a été calculée à l'aide de la concentration mesurée dans les effluents (tableau 8) et d'un facteur de dilution de 10 défini en fonction des eaux réceptrices.
^[d] Analyse des rejets industriels propres aux sites et de l'exposition présentée dans le présent rapport; voir la section sur l'évaluation de l'exposition de l’environnement.
^[e] Des rejets industriels à des sites spécifiques et l’analyse de l’exposition développée dans ce raport; voir la section Évaluation de l'exposition de l’environnement

Comparées à la CESE, les concentrations de DEHA mesurées dans l’eau du fleuve et des ruisseaux près de Montréal ont donné des quotients de risque de 4 et 1,7, respectivement. Les CEE ont aussi été calculées avec la concentration de DEHA mesurée dans les effluents d’un certain nombre d'usines de traitement des eaux usées du Québec avec un facteur de dilution de 10 pour l’estimation de la concentration dans les eaux réceptrices (comme l'approche utilisée dans les scénarios de rejets industriels propres aux sites). Ces analyses ont permis de déterminer des quotients de risque préoccupants (d’une valeur dépassant 1) de 4,3 à 169 dans l’environnement récepteur situé près de quatre des usines de traitement des eaux usées surveillées. Par conséquent, des effets nocifs sont possibles pour les organismes aquatiques de ces sites.

Les analyses des rejets industriels propres aux sites et de l'exposition effectuées au moyen de modèles ont donné des valeurs de CEE de 0,00001 à 0,073 mg/L pour les 8 sites où sont utilisées les plus grandes quantités de DEHA. Les quotients de risque associé au DEHA pour ces 8 sites allaient de 0,003 à 21, et pour 4 de ces sites, le quotient dépassait 1. Des effets nocifs sont donc à prévoir pour les organismes aquatiques de ces sites.

Si on utilise la VCT_sédiments estimée auparavant à 55,7 mg/kg (poids sec) et qu’on divise par un facteur de 10 pour tenir compte de l'extrapolation des résultats du laboratoire aux conditions de terrain ainsi que des variations interspécifiques, la CESE pour les organismes des sédiments est de 5,6 mg/kg. Si l’on utilise la concentration de DEHA dans les sédiments de 4,4 mg/kg dont font état Horn et al.(2004) pour un site près de Montréal (Québec), on obtient un quotient de risque pour les sédiments de ce site de 0,8.

Les renseignements présentés ci-dessus indiquent que le DEHA peut avoir des effets nocifs sur l’environnement au Canada.

Incertitudes de l'évaluation des risques écologiques

Peu de données étaient disponibles au cours de l'évaluation du potentiel de bioaccumulation de la substance. La concentration d'exposition utilisée pour calculer la valeur de bioaccumulation expérimentale est supérieure à la limite d'hydrosolubilité de la substance. Cependant, même la valeur ajustée serait bien au-dessous du FBC ≥ 5 000 des critères de bioaccumulation. En outre, le métabolisme du DEHA est relativement rapide, ce qui indique que la substance n'est vraisemblablement pas bioaccumulable.

On admet qu’il y a des incertitudes concernant le risque d'exposition des organismes aquatiques à la substance, même si les concentrations mesurées près de Montréal et les concentrations environnementales estimées d’après la concentration dans les effluents d’un certain nombre d'usines de traitement des eaux usées du Québec sont comparables. La contribution industrielle globale aux influents des usines de traitement des eaux usées a été estimée, mais on ignore dans quelle mesure les concentrations de DEHA dans les effluents sont attribuables à des activités industrielles ou à l’utilisation des produits de consommation contenant du DEHA. Des modèles d’exposition industrielle ont aussi été utilisés en complément des données empiriques sur les concentrations, avec des hypothèses réalistes du pire des cas possibles pour la détermination des rejets potentiels.

L'importance du sol et des sédiments comme milieux d'exposition ne peut être convenablement évaluée d’après les données disponibles sur les effets toxicologiques, lesquelles concernent principalement l'exposition des organismes pélagiques. Le DEHA se retrouve dans les sédiments et aboutit dans les biosolides des eaux usées, comme en attestent les concentrations relevées dans les boues des usines de traitement des eaux usées du Québec. Il est donc possible que la substance se retrouve dans le sol après épandage de biosolides sur des terres si les biosolides qui contiennent du DEHA ne sont pas envoyés à un site d’enfouissement ou incinérés.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et aliments

Des estimations de l'absorption dans divers milieux naturels ont été établies principalement à partir des données nord-américaines. Les estimations de la limite supérieure de l'absorption journalière du DEHA à partir de milieux naturels et d'aliments pour tous les groupes d'âge sont résumées dans l'annexe 2. Les estimations totales variaient de 0,02 mg/kg poids corporel (p.c.) par jour pour les nourrissons nourris au lait maternisé (de 0 à 6 mois) à 0,63 mg/kg p.c. par jour pour les enfants (de 5 à 11 ans). On a jugé que les aliments constituaient le facteur contribuant à l'absorption pour tous les groupes d'âge, sauf les nourrissons nourris au lait maternisé^[2] (de 0 à 6 mois).

Milieux naturels

Les données limitées sur les concentrations mesurées de DEHA dans les milieux naturels au Canada ou ailleurs ont été déterminées. Tandis que des rejets de DEHA dans les milieux naturels ont été signalés principalement dans l'air (consulter la section sur les rejets dans l'environnement), la persistance de la substance dans l'air est considérée comme faible au vu de ses propriétés physicochimiques et de sa demi-vie estimée à deux jours ou moins (consulter le tableau 5).

Une étude américaine a été relevée pour les concentrations mesurées de DEHA dans l'air intérieur, et de la poussière a été échantillonnée dans 120 maisons à Cape Cod, Massachusetts. La concentration maximale de DEHA dans l'air intérieur, signalée dans cette étude, était de 66 ng/m³ (6,6 × 10^-5 mg/m³). L'étude a également signalé une concentration médiane de DEHA de 9,0 ng/m³ avec le seuil de détection de 3 ng/m³ (Rudel et al., 2003). Les concentrations maximale et médiane déclarées dans cette étude étaient supérieures à la valeur déclarée dans une autre étude (2,0 ng/m³) qui mesurait le niveau de l'air intérieur dans un immeuble à bureaux en 1986 (Wescheler et Shields, 1986). La valeur plus élevée de 66 ng/m³ a été utilisée dans l'estimation de l'absorption quotidienne totale.

Le DEHA est relativement insoluble dans l'eau et devrait se répartir dans les sédiments en environnement aquatique, tel qu'il est prédit par le modèle de fugacité (tableau 4). La substance devrait aussi s'adsorber fortement sur les matières solides en suspension et les sédiments en fonction des valeurs du log K_co estimées élevées; par conséquent, on prévoit que les concentrations de DEHA dans l'eau potable disponible pour la population générale seront faibles.

On a relevé deux études canadiennes déclarant les concentrations mesurées de DEHA dans l'eau potable; une étude surveillait les niveaux dans l'eau du robinet (Horn et al., 2004), alors que l'autre faisait état des mesures dans l'eau embouteillée (Cao, 2008). Une concentration plus élevée a été mesurée dans l'eau du robinet (5,1 mg/L), cependant, le seuil de détection et le nombre d'échantillons n'étaient pas clairement indiqués dans le rapport. Dans la première étude, l'eau du robinet a été échantillonnée continuellement à partir du réseau de distribution d'eau de Montréal. Une quantité totale de 44,3 L, à un débit de 1 L par heure, a été passée dans 100 mL de chloroforme de la qualité utilisée pour la chromatographie liquide à haute performance (CLHP). Aucun autre détail n'est fourni dans le rapport d'étude (Horn et al., 2004). Dans l'étude sur l'eau embouteillée, onze échantillons au total ont été analysés; ils comprenaient de l'eau gazeuse et non gazeuse contenue dans des bouteilles en verre, en polycarbonate et en polyéthylène téréphtalate (PET). Le DEHA n'a été détecté dans aucun des échantillons avec un seuil de détection de 17 ng/L (± 4,78 %).

D'autres études sur l'eau du robinet, l'eau embouteillée et l'eau traitée d'une usine de traitement de l'eau aux États-Unis et ailleurs ont indiqué des concentrations de DEHA variant de 0,010 à 1,7 mg/L (Sheldon et Hites, 1979; USEPA, 1994; Schmidet al., 2008). Certaines mesures de l'eau embouteillée ont été effectuées dans des conditions extrêmes comme l'exposition à la lumière du soleil à 60 ^oC, où la concentration maximale de DEHA mesurée était de 0,046 mg/L (Schmid et al., 2008).

Du DEHA a également été mesuré dans les eaux de surface au Canada à des concentrations allant de 5,8 à 150 mg/L (Horn et al., 2004). Aux États-Unis et en Europe, la concentration maximale de DEHA signalée dans les eaux de surface variait de 0,03 à 300 mg/L (Gusten et al., 1974; Strosher et Hodgson, 1975; Sheldon et Hites, 1978, 1979; Lin et al., 1981; DeLeon et al., 1986; Penalver et al., 2001; Kolpin et al., 2002; Wypych, 2004). De 1999 à 2000, le Geological Survey des États-Unis (Service géologique des États-Unis) a mesuré une concentration maximale de DEHA de 10 mg/L et une concentration médiane de 3 mg/L dans 139 cours d'eau répartis dans les différentes régions des États-Unis (Kolpinet al., 2002).

La concentration de DEHA la plus élevée dans l'eau potable, déterminée dans deux études canadiennes (5,1 mg/L), a été utilisée pour établir une estimation prudente de l'absorption quotidienne totale. Cette valeur constituait également la plus forte concentration de DEHA dans l'eau portable parmi l'ensemble de données. Ce niveau est inférieur au niveau de 80 mg/L établi par une directive internationale sur l'eau potable relativement au DEHA, définie par l'Organisation mondiale de la Santé (OMS, 1996), à la concentration maximale dans l'eau potable de 400 mg/L déterminée par l'EPA des États-Unis (USEPA, 1998), ainsi qu'à la concentration de 292 mg/L fixée par la recommandation pour la qualité de l'eau potable dans l'État américain du Maine (State drinking water guideline) (Maine CDC, 2008). L'article 165.110 du titre 21 du Code of Federal Regulations de la FDA des États-Unis répertorie également le DEHA avec un niveau acceptable de 400 mg/L dans l'eau embouteillée (USFDA, 2003).

Aucune donnée n'a été relevée pour les concentrations de DEHA dans le sol, tandis qu'une étude américaine a signalé des concentrations de la substance dans la poussière de 119 maisons. La concentration maximale de DEHA était de 391 mg/g avec une médiane de 5,97 mg/g, une valeur minimale de 0,935 mg/g et un seuil de détection de 0,4 mg/g (Rudel et al., 2003). En outre, une étude canadienne a été relevée, indiquant une concentration de DEHA dans les sédiments de rivière de 4,4 mg/kg (Horn et al., 2004). Ailleurs, du DEHA a été détecté, mais pas quantifié dans les échantillons de sédiments recueillis à partir du lac Jusan et dans les échantillons de matériaux benthiques collectés dans la baie Mutsu, Japon (Ishizuka, 1995).

La concentration maximale de DEHA de 391 mg/g dans la poussière, indiquée par l'étude américaine, a été utilisée comme valeur de substitution pour le DEHA dans le sol, notamment dans les estimations de l'absorption quotidienne.

Aliments

La migration du DEHA à partir des pellicules d'emballages alimentaires de PVC a fait l'objet de nombreuses études dans divers pays, notamment pour les aliments gras comme le fromage et la viande (Till et al., 1982; Castle et al., 1987; MacLeod et Snyder, 1988; Mercer et al., 1990; Gilbert et al., 1988; Page et Lacroix, 1995; Petersenet al., 1995; Petersen et Briendahl, 2000; Goulas et al., 2000; Fankhauser-Noti et al., 2006; Fankhauser-Noti et Grob, 2006; Goulas et al., 2008). Dans un nombre limité d'études relevées, la concentration de DEHA a été mesurée dans divers aliments en mg/g (mg/kg). Ces études ont été incluses dans l’ensemble de données critiques utilisé pour l’estimation de l'absorption alimentaire de DEHA (Startinet al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; Goulas et al., 2000; Petersen et Briendahl, 2000; Fankhauser-Noti et Grob, 2006). Il a été démontré que la migration du DEHA vers les aliments augmente selon la durée de contact, la température de stockage et l'exposition (y compris le réchauffage au micro­ondes), la zone de contact exposée (entre les aliments et les pellicules d'emballages alimentaires de PVC contenant du DEHA), la quantité de DEHA contenue dans l'emballage, la quantité de matières grasses, et la teneur en eau des aliments (Startin et al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; OCDE, 2005).

Afin de déterminer les estimations de l'absorption quotidienne de DEHA à partir des aliments pour la population générale canadienne, on a sélectionné les résultats indiqués dans une étude canadienne (Page et Lacroix, 1995) plutôt que les mesures de la substance dans les aliments provenant d'autres pays. Faute de données canadiennes, des données en provenance d’autre pays ont été incluses dans les estimations.

L'étude canadienne menée par Page et Lacroix (1995) indique des niveaux de divers plastifiants présents dans les emballages alimentaires sélectionnés, de même que comme migrants dans différents aliments. Les aliments choisis étaient ceux qui étaient susceptibles d'être emballés dans des matières plastifiées, y compris les aliments emballés dans des pellicules en plastique souple par le détaillant ou le fabricant, ou dans des bouteilles ou des récipients comportant un bouchon ou un couvercle revêtu plastifié. La sélection incluait également des aliments pouvant entrer en contact avec des tubes de transport ou des réservoirs de stockage plastifiés. Au total, 260 échantillons d'aliments emballés choisis de même que 99 échantillons d'aliments composites disponibles ont été analysés pour y détecter la présence de plastifiants phtaliques et de DEHA. Une analyse a également été menée sur une base alimentaire entière (concentration de DEHA déclarée en mg/g nourriture) et sur la surface exposée (mg/cm²). Les concentrations de DEHA dans des échantillons non touchés ou de base, obtenues pour plusieurs échantillons de viande et de poulet, étaient inférieures à 0,4 mg/g dans tous les cas, tandis que les concentrations plus élevées ont été mesurées près de la surface (Page et Lacroix, 1995). Par ailleurs, on a analysé les pellicules de PVC utilisées comme emballages alimentaires dans les enquêtes et on y a détecté 11,5 à 20,5 de DEHA, avec une moyenne de 16,3 %.

Au cours de l'étude canadienne, on a analysé 14 types de fromage en contact avec une pellicule d'emballage alimentaire; la plus haute valeur mesurée était de 310 µg/g (cheddar marbré) et elle a été utilisée pour l'estimation de l'absorption du DEHA à partir de cheddar. De faibles concentrations de DEHA ont été signalées dans des aliments ayant une faible teneur en matières grasses, comme des fruits et légumes. De même, dans la plupart des aliments qui ne sont pas susceptibles d'être emballés dans des pellicules de PVC, comme les œufs, les noix, les graines, le sucre, les boissons gazeuses et les alcools, en général, aucun DEHA n’a été trouvé en quantité détectable. La valeur de la limite de détection n’a pas toujours été indiquée dans cette étude; dans ces cas, la valeur détectée la plus faible était présumée être la limite de détection, et on a présumé que les aliments ne contenant pas de DEHA en quantité détectable en renfermaient une concentration équivalant à la moitié de la limite de détection (Page et Lacroix 1995).

Les concentrations de DEHA dans des aliments pour bébés et des préparations pour nourrissons ont été signalées dans une étude danoise (Petersen et Briendahl, 2000). L’équipement de traitement (p. ex. les tubes, les revêtements de surface et les joints d’étanchéité recouverts de plastique) qu’utilise l’industrie de l’alimentation et qui entre en contact direct avec les aliments constituait, selon les auteurs de l’étude, une source possible d’exposition. Au cours de cette étude, différents types d'aliments pour bébés (11 échantillons) ou de préparations prêtes à manger pour nourrissons (11 échantillons) ont été échantillonnés dans des magasins de vente au détail, puis analysés avant leur dernier jour d'utilisation. Différents types d'aliments pour bébés, tels que des fruits, des céréales, du riz mélangé à des fruits ou de la viande mélangée à des légumes ont été représentés. Aucun des échantillons ne contenait de DEHA en quantité détectable. Des formules pour nourrissons vendues sous forme de poudre à mélanger à de l'eau, ou sous forme de produits prêts à manger ont été analysées : des concentrations de DEHA de 0,02 et de 0,05 mg/g ont été mesurées dans deux échantillons. À défaut de données canadiennes, La limite de détection la plus élevée, soit 0,03 mg/g pour les aliments pour bébés, et la valeur plus élevée de 0,05 mg/g pour les formules pour nourrissons ont servi à estimer la dose absorbée (Petersen et Briendahl, 2000).

Si on considère l’exposition environnementale et alimentaire, on constate que les aliments constituent la principale partie de la dose absorbée quotidienne totale de DEHA pour la plupart des groupes d'âge, avec des estimations de l'exposition allant de 0,6 mg/kg p.c. par jour pour les nourrissons nourris au lait maternisé (de 0 à 6 mois ) à 626 mg/kg p.c. par jour pour les enfants de 5 à 11 ans. Aucune donnée n’a été trouvée sur la concentration de DEHA dans le lait maternel.

Incertitudes

La confiance à l'égard des estimations de l'exposition environnementale du DEHA est modérée. Même si l'on disposait de données limitées sur la concentration du DEHA dans les milieux naturels au Canada, les valeurs utilisées pour estimer l'absorption quotidienne provenaient de mesures récentes prises au Canada et aux États-Unis et constituaient les plus fortes concentrations déclarées.

Il y a un haut degré d'incertitude concernant les estimations de l'exposition à la substance à partir des aliments, en raison des données limitées et du manque d'information issue d'enquêtes canadiennes sur les aliments. Lorsqu'elles sont disponibles, les données canadiennes ont été utilisées pour déterminer des estimations de l'absorption de DEHA par les aliments dans un contexte canadien; cependant, il a été reconnu que des concentrations plus élevées de DEHA sont signalées dans certains aliments dans d'autres pays, notamment le Royaume-Uni (Goulaset al., 2000; Harrison, 1988; Startin et al., 1987). L'utilisation des valeurs inférieures de l'étude canadienne peut entraîner la sous-estimation de l'exposition, mais des facteurs indiquent que la concentration de DEHA dans les emballages alimentaires aussi bien que le nombre de matériaux d’emballages alimentaires contenant du DEHA pourraient avoir diminué, étant donné la durée pendant laquelle les études ont été menées, auquel cas l'absorption totale du DEHA par la migration à partir des emballages alimentaires aurait aussi baissé.

En outre, d'autres estimations déclarées de l'absorption quotidienne de DEHA à partir d'aliments sont inférieures aux estimations déterminées dans l'évaluation actuelle, variant environ de 1 à 100 mg/kg p.c. par jour (Fromme et al., 2007: Petersen et Breindahl, 2000; Loftus et al., 1994; Tumura et al., 2001, 2003; OCDE, 2005). Dans ces études, l'absorption de DEHA a été déterminée par l'analyse d'échantillons alimentaires entiers et par la mesure des métabolites dans l'urine.

Même si les estimations de l'exposition calculée sont probablement prudentes, il est reconnu que des incertitudes demeurent en raison du manque de données sur les concentrations de DEHA dans les aliments préparés qui sont conservés dans une pellicule d'emballage de PVC avec laquelle ils sont en contact ainsi que dans les plats précuits à réchauffer au micro-ondes et les aliments préparés des supermarchés et des magasins de mets à emporter, lesquels n'étaient pas inclus dans les estimations de l'exposition. Il est admis qu’avec une telle approche, l’exposition réelle de la population canadienne en général pourrait avoir été sous-estimée.

Produits de consommation

Le DEHA est principalement utilisé en tant que plastifiant dans les plastiques PVC. Ainsi, on peut le trouver dans divers produits de consommation. D'après les renseignements soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et d'autres sources accessibles au public, le DEHA est présent dans les nettoyants puissants pour les mains, les lubrifiants et les agents protecteurs des garnitures intérieures pour voitures (Clorox, 2008; K-G Packaging, 2008; Jig-A-Loo Canada Inc., 2009; Environnement Canada, 2010a). Il est aussi utilisé dans des cosmétiques et des produits de soins personnels (SDC, 2010).

D'après les propriétés physiques et chimiques du DEHA (faible pression de vapeur, poids moléculaire et K_oe élevés et faible hydrosolubilité), l'inhalation de la substance est peu probable, et on juge que la principale voie d'exposition durant l'utilisation de produits de consommation est la voie cutanée. L'inhalation pendant l'utilisation de vaporisateurs à poussoir est jugée peu probable compte tenu de la taille des particules (CIR, 2006). L'absorption du DEHA par voie cutanée devrait être limitée au vu des propriétés physicochimiques de la substance (p. ex. poids moléculaire).

Produits cosmétiques et produits de soins personnels

L'exposition au DEHA par l'utilisation de produits de soins personnels, y compris les cosmétiques, a été estimée à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (ConsExpo, 2006) pour les produits trouvés dans la base de données du Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010). Seule l'exposition cutanée a été estimée pour la majorité des produits en fonction des propriétés physiques et chimiques de DEHA ainsi que des types de produits connus pour leur teneur en DEHA. Un résumé des estimations de la limite supérieure de l'exposition chronique pour l'utilisation de chaque produit ainsi que des estimations globales de l'exposition pour l'utilisation de divers produits est présenté dans le tableau 10, tandis que les détails sur les scénarios d'exposition sont résumés dans l'annexe 3. Les estimations de l'exposition étaient basées sur des plages de concentrations de la limite supérieure signalées dans le SDC (SDC, 2010). Les estimations globales de l'exposition ont été résumées pour les hommes et femmes adultes de façon séparée, afin de définir la différence entre les types de produits utilisés par chaque sexe (p. ex. après utilisation d'une lotion après-rasage pour les hommes). Pour les produits à rinçage comme le shampooing, les nettoyants pour les mains et la crème à raser, des facteurs de rétention ont été appliqués selon le cas (voir les détails à l'annexe 3).

Pour les produits couramment utilisés qui contribuent à l'exposition chronique au DEHA, comme les hydratants pour la peau, le maquillage pour les yeux et le visage, l'exposition totale était principalement attribuable aux hydratants pour la peau (0,2 -- 13,6 mg/kg p.c. par jour) pour les hommes et les femmes adultes. L'estimation de la limite supérieure de l'utilisation combinée de plusieurs produits a aidé à déterminer une dose appliquée de 0,7--22,0 mg/kg p.c. par jour pour une femme adulte, et de 0,6 -- 18,6 mg/kg p.c. par jour un homme adulte (tableau 10). Globalement, les estimations de la limite supérieure de l'utilisation combinée de plusieurs produits cosmétiques et de soins personnels par un adulte ont permis de définir une dose appliquée de 0,6 -- 22,0 mg/kg p.c. par jour.

Tableau 10. Résumé des estimations de l'exposition chronique au DEHA par voie cutanée due à l'utilisation de produits de soins personnels pour un adulte^[a]

^[a] Valeurs modélisées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (RIVM 2006) avec des hypothèses par défaut, sauf mention contraire dans l'annexe 3.
^[b] D'après les concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).

Pour les produits de soins personnels utilisés moins fréquemment, notamment les préparations pour bains et les lotions illuminatrices pour le corps, on a estimé des expositions par utilisation de produit (tableau 11). Les estimations de la limite supérieure d'exposition les plus élevées ont été dérivées à partir de l'utilisation des préparations pour bains; elles variaient de 0,2 à 7,2 mg/kg p.c. de la dose appliquée par utilisation.

Tableau 11. Résumé des estimations de l'exposition aiguë au DEHA par voie cutanée chez un adulte, due à l'utilisation de cosmétiques et de produits de soins personnels^[a]

^[a] Valeurs modélisées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (RIVM, 2006) avec des hypothèses par défaut, sauf mention contraire dans l'annexe 3.
^[b] D'après les concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).
^[c] Dose externe aiguë appliquée déclarée par application.
^[d] Communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juillet 2010; source non citée.

La faible exposition à la substance par d'autres voies d'exposition a été estimée pour deux produits contenant du DEHA, notamment le rouge à lèvres et le vernis à ongles (SDC, 2010). Les deux produits contenaient la substance à raison de 0,1 à 10 % (p/p). L'exposition orale issue de l'utilisation de rouge à lèvres a donné une dose externe chronique appliquée variant de 5,6 × 10^-4 à 5,6 × 10^-2 mg/kg p.c. par jour; l'exposition par inhalation découlant de l'utilisation de vernis à ongles a, elle, donné une plage de concentrations moyennes par événement de 5,2 × 10^-6 à 5,6 × 10^-4 mg/m³ pendant l'utilisation du produit. Les détails sur les estimations de l'exposition sont résumés dans les annexes 3b) (voie orale) et 3c) (inhalation).

Autres produits de consommation

D'après les renseignements disponibles, l'exposition au DEHA par l'utilisation de produits de consommation a été estimée pour les produits présentés dans le tableau 12, que l'on considère comme étant en vente sur le marché canadien (Clorox, 2008; K-G Packaging, 2008; Jig-A-Loo Canada Inc., 2009; Environnement Canada, 2010a; communication personnelle du Bureau de gestion du risque adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).

Les estimations de l'exposition au cours de l'utilisation de produits de consommation ont été calculées à l'aide du modèle ConsExpo 4.1 (ConsExpo, 2006). Les estimations finales de l'exposition (externe) par voie cutanée ainsi que les concentrations dans l'air (le cas échéant) sont résumées dans le tableau 12. Les données et les hypothèses utilisées dans le modèle ConsExpo 4.1 de chacun des scénarios liés aux produits de consommation sont présentées à l'annexe 4.

Tableau 12. Résumé des concentrations estimées du DEHA dans l'air, de la dose initiale et de l'exposition (externe) par voie cutanée au cours de l'utilisation de produits de consommation

Abréviation : kg p.c. = kilogramme de poids corporel.
^[a] K-G Packaging, 2008.
^[b] Jig-A-Loo Canada Inc., 2009.
^[c] Communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en 2010; source non citée).
^[d] Clorox, 2008.

Deux rapports disponibles de l'Agence de la protection de l'environnement du Danemark (EPA du Danemark) indiquent d'autres types de produits contenant la substance (EPA du Danemark, 2002, 2008).

Du DEHA a été mesuré à 38 et 40 mg/kg dans l'un des quatre échantillons d'argiles testés par cuisson dans le four au Danemark. Le DEHA était le seul adoucisseur détecté en tant que composé mineur dans cet échantillon, alors que de 16 % à 24 % de phtalates ont été décelés dans les quatre échantillons d'argile (EPA du Danemark, 2002).

Une autre étude menée par l'EPA du Danemark a analysé des stylos feutres, de la colle scintillante, de la peinture à l'acrylique, et du plastique rétractable en tant que sources potentielles d'exposition pour les enfants, au cours de l'utilisation de produits de récréation pour enfants. Du DEHA a été détecté dans des stylos feutres d'un magasin de discompte, à 0,35 mg/g (orange) et à 0,32 ± 0,02 mg/g (violet), avec un seuil de détection variant de 0,01 à 0,1 mg/g. Aucune concentration de DEHA n'a été détectée dans les 13 autres stylos feutres analysés. L'exposition maximale a été estimée à 0,00012 mg/kg p.c. par jour pour l'absorption de la substance par voie orale, notamment par la succion des doigts ou par l'utilisation de stylos feutres (EPA du Danemark, 2008).

Les estimations de l'exposition n'ont pas été calculées pour ces produits étant donné qu'il est très incertain qu'ils soient disponibles sur le marché canadien.

Incertitudes

Le degré de confiance lié aux estimations modélisées de l'exposition au DEHA par les produits de consommation et les produits de soins personnels est modéré à élevé, puisque l'information sur les concentrations de la substance dans ces produits est propre au Canada. Il se peut que d'autres produits de consommation contenant du DEHA ne soient pas pris en compte dans cette évaluation en raison des renseignements limités concernant le Canada.

Il est admis qu’une incertitude est associée à l’utilisation de modèles pour estimer l’exposition de la population générale au DEHA qui découle de l’emploi de cosmétiques. Une étude de biosurveillance où on a mesuré les concentrations d’un métabolite du DEHA dans l’urine a été relevée, mais elle n’a pas été jugée représentative de la consommation actuelle de produits contenant du DEHA par la population générale au Canada (EPFMA, 1998). Les valeurs des paramètres par défaut du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006) étaient basées sur des scénarios de limite supérieure dans lesquels on suppose une population générale qui utilise fréquemment des produits de consommation. Il est reconnu qu’une incertitude est associée à l'utilisation de paramètres de modélisation qui ne sont pas propres au Canada, mais ainsi, il est probable que les estimations de l'exposition des consommateurs sont prudentes.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 5 comporte un résumé des renseignements disponibles à propos des effets du DEHA sur la santé.

L'EPA des États-Unis (USEPA, 1994^[3]) a classé le DEHA comme substance cancérogène (pour les humains éventuellement) de catégorie C. Une classification de Groupe 3 (non classifiable quant à sa cancérogénicité pour les humains) a été donnée par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC, 1982, 2000). Ces classifications sont surtout fondées sur des observations de tumeurs hépatiques accrues chez les souris femelles, mais pas chez les rats, quel que soit leur sexe. La Commission européenne (1999) considère le risque de cancer attribuable à l'exposition environnementale au DEHA comme minime. La substance est en train d'être réévaluée dans le cadre du programme IRIS de l’EPA des États-Unis (USEPA, 1994).

Des études de la toxicité et de la cancérogénicité du DEHA ont été menées sur des rats Fischer 344 et des souris B6C3F1. Chez les souris, une dépression du taux de croissance a été observée aux deux doses les plus élevées (3 222 et 8 623 mg/kg p.c. par jour chez les femelles, et 2 659 et 6 447 mg/kg p.c. par jour chez les mâles) pour les deux sexes, après une administration orale du DEHA dans un régime alimentaire de 104 semaines (NTP, 1982; USEPA, 1984b ; Kluwe et al., 1985). Mis à part les tumeurs hépatiques (carcinomes et adénomes combinés) chez les femelles ayant reçu des doses élevées, aucun changement histopathologique n'a été observé. En outre, aucune réponse cancérogène n'a été observée dans d'autres organes examinés. De même, aucune augmentation des tumeurs, des nodules néoplasiques ou carcinomes hépatocellulaires liée au traitement n'a été notée chez les rats après 106 semaines d'exposition (Hodge et al., 1966; NTP, 1982; Kluwe et al., 1985). Aucune tumeur n'a, par ailleurs, été déclarée dans une étude d'un an portant sur des chiens ayant reçu 0,2 % de DEHA par voie orale dans leur régime alimentaire (équivalant à 50 mg/kg p.c. par jour, sur la base du rapport de Santé Canada de 1994) (données non publiées, aucun renseignement fourni dans Hodge et al., 1966). Similairement, on n'a relevé aucune preuve de la cancérogénicité dans une étude de badigeonnage sur la peau impliquant des souris C3H auxquelles on a administré 0, 0,1, ou 10 mg de DEHA (équivalant à 0, 3.3, ou 333 mg/kg p.c. par jour, d'après l'étude de Santé Canada de 1994) dans 0,20 mL d'acétone une fois par semaine jusqu'à leur décès (doses totales maximales à vie de 293 ou 30 667 mg/kg p.c. chez les mâles, et de 327 ou 33 667 mg/kg p.c. chez les femelles, respectivement, selon l'étude de Santé Canada de 1994) (Hodgeet al., 1966; USEPA, 1994). Aucun autre effet non néoplasique n'a été observé, même à la plus forte dose administrée, mais peu de paramètres ont été mesurés (poids moyen par cage, autopsies macroscopiques). Ainsi, cette étude n'est pas adaptée pour une utilisation dans la caractérisation des risques. La dose minimale avec effet critique non néoplasique par voie orale était de 1 500 mg/kg p.c. par jour d'après la baisse du gain pondéral chez les rats Fischer 344 après 106 semaines d'administration de DEHA dans un régime alimentaire (NTP, 1982). Aucune étude de l'inhalation du DEHA à long terme n'a été relevée.

Il est proposé que la tumorigénicité du DEHA sur le foie est une fonction de prolifération des peroxysomes (Reddy et al., 1980). Les proliférateurs de peroxysomes (PP) constituent un groupe de composés divers qui causent l'hypertrophie et l'hyperplasie hépatiques, une hausse du nombre et du volume des peroxysomes, une induction de l'oxydation de la palmitoyl-coenzyme A (CoA), l'hydroxylation de l'acide laurique et la tumorigenèse hépatique chez des rongeurs ayant été traités par administration chronique d'une dose élevée (Dirven et al., 1992; DeLuca et al., 2000; Klaunig et al., 2003). Des données laissent penser que la stimulation de la synthèse de l'ADN par les proliférateurs de peroxysomes peut être plus importante dans le processus cancérogène que la prolifération des peroxysomes en soi (Marsman et al., 1988; Yang et al., 2007). D'autres mécanismes proposés, par lesquels les proliférateurs de peroxysomes induisent des tumeurs hépatiques chez des rongeurs, incluent le stress oxydatif, la croissance accrue des lésions prénéoplasiques, et l'inhibition de l'apoptose (CIRC, 1995; Lake, 1995). L'augmentation du volume du foie par les proliférateurs de peroxysomes est due à l'hyperplasie et à l'hypertrophie. La réaction hyperplasique est visible dans les jours suivant l'administration de proliférateurs de peroxysomes (examiné par Lock et al., 1989). Les preuves disponibles indiquent que la prolifération des peroxysomes dans le foie de rongeurs se fait par l'intermédiaire de l'activation du récepteur α (PPARα), qui fait partie de la superfamille des récepteurs des hormones activés par des ligands (Klaunig et al., 2003).

Les différences de sensibilité envers les proliférateurs de peroxysomes entre les humains, les primates non humains et les rongeurs ont été examinées en profondeur (Bentley et al., 1993; Doull et al., 1999; USEPA, 2003; Peterset al., 2005). Les hépatocytes en culture de ces espèces, sauf les rongeurs, n'ont pas montré de réaction à une variété de proliférateurs de peroxysomes. Aucune étude portant spécifiquement sur les effets du DEHA sur les hépatocytes humains n'a été relevée. Les études ne concordent pas toutes, mais l'expression du PPARα dans le foie humain peut être bien inférieure à celle qui a été observée chez les souris (environ un dixième) (Palmer et al., 1998; Klauning et al., 2003; Peters et al., 2005; Peters, 2008). Les biopsies du foie issues d'études épidémiologiques sur des sujets volontaires humains ont indiqué que les preuves de la prolifération des peroxysomes ne sont pas convaincantes (examiné dans Bentley et al., 1993).

Plus récemment, deux modèles impliquant des souris transgéniques humanisées à l'aide du PPARα ont été générés; ils montrent que même si les proliférateurs de peroxysomes peuvent activer l'expression du PPARα humain, il n'y a pas d'effets mitogénétiques et hépatocancérogènes (Cheunget al., 2004; Morimura et al., 2006). On a laissé entendre que la différence de réaction entre espèces peut être due à une régulation propre aux espèces d'un micro-ARN (Shah et al., 2007; Peters, 2008). Cependant, il doit être noté que d'après les conclusions de l'étude chronique sur les rats et les souris, on n'est pas sûr que les tumeurs observées sont uniquement dues à la prolifération des peroxysomes, car cet effet a été observé chez les rats et les souris, tandis que les tumeurs ont seulement été constatées chez les souris femelles ayant reçu du DEHA par voie orale. Dans un rapport publié par l'Office of Prevention, Pesticides and Toxic Substances (OPPTS), l’EPA des États-Unis a conclu que même si les humains possèdent un PPARα fonctionnel qui peut être activé par les proliférateurs de peroxysomes, ils semblent réfractaires aux événements importants associés à l'induction de tumeurs hépatiques par ce mécanisme (USEPA, 2003).

Un certain nombre d'études à court terme en doses répétées ont montré que le DEHA provoque des changements indiquant la prolifération de peroxysomes dans le foie de rats, lorsque le composé est administré par voie orale à des doses généralement plus élevées que 300 mg/kg p.c. pour une durée de 7 à 42 jours. Les changements liés à la dose incluaient une baisse du gain de poids corporel, une hausse du poids relatif du foie et des reins, une réduction des triglycérides sériques, du taux de cholestérol et des ratios phosphotidylcholine:phosphotidyléthanolamine et une augmentation des protéines de liaison d'acide gras, de la catalase, de la carnitine acyltransférase, de la désaturation de la stéaryle-CoA, des phospholipides hépatiques et des activités de la 8-hydroxydéoxyguanosine (8-OH-dG), ainsi qu'une prolifération de peroxysomes (oxydation de la palmitoyl-CoA, prolifération des cellules) et une hypolipidémie (Mason Research Institute, 1976; Moody et Reddy 1978; Kawashima et al., 1983a, 1983b; CMA, 1982a, 1986, 1989, 1995; Bell, 1984; Yanagita et al., 1987; Takagi et al., 1990; Keith et al., 1992; Commission européenne, 2000). Le DEHA agit également comme un proliférateur de peroxysomes chez les souris par voie orale (Keithet al., 1992; CMA, 1989; Commission européenne, 2000). Dans ces études, des changements similaires à ceux qui se produisent chez les rats ont été observés; on a également noté une induction de la translocase des acides gras, des protéines transporteuses d'acides gras, et des protéines de liaison d'acides gras dans le foie, ainsi qu'une réduction du poids de la rate et une hausse du taux de cholestérol dans le sang (CMA, 1989; Motojima et al., 1998).

La dose minimale avec effet nocif observé pour les rats, déterminée dans les études à court terme en doses répétées, était basée sur une augmentation du poids du foie chez les rats femelles Fischer 344 ayant reçu 0,6 % de DEHA dans leur alimentation pendant de trois semaines (équivalant à 309 mg/kg p.c. par jour, sur la base de l'étude de Santé Canada de 1994). Une augmentation de l'hydroxylation de l'acide laurique chez les rats mâles ainsi qu'une prolifération de peroxysomes chez les deux sexes ont aussi été observées à cette dose (CMA, 1986). Cependant, aucun effet histopathologique sur le foie n'a été relevé.

Des études de toxicité subchronique menées sur des rongeurs ont révélé des effets similaires à ceux provoqués par le traitement au DEHA dans les études à court terme en doses répétées. La dose minimale avec effet observé a été relevée chez les rats femelles Fischer 344 (cinq par groupe) d'après les observations d'une hydroxylation des acides lauriques 11 et 12, et un effet de prolifération de peroxysomes, à 282 mg/kg p.c. par jour (0,3 % de DEHA) aux semaines 1 et 13 après une administration de DEHA dans l’alimentation pendant 1, 4 et 13 semaines. D'autres observations comprenaient une oxydation accrue de la palmitoyl-CoA, une baisse du poids corporel, une hausse des poids relatifs du foie et des reins ainsi qu'une réplication hépatocellulaire à 577 mg/kg p.c. et à une valeur supérieure chez les rongeurs traités avec du DEHA par voie orale pendant 13 semaines (Smyth et al., 1951; Lake et al., 1997).

Des preuves disponibles indiquent que la carcinogenèse du foie induite par le récepteur α n'est pas susceptible de se produire chez les humains, et que les effets signalés dans des études à court terme et subchroniques ainsi que les tumeurs ultérieures notées dans des études chroniques liées à la prolifération des peroxysomes après l'exposition au DEHA ne seraient pas pertinents pour la caractérisation des risques pour la santé humaine.

La concentration associée à un effet critique la plus faible relevée dans une étude sur la toxicité à court terme, laquelle n'était pas directement liée à la prolifération des peroxysomes, était de 617 mg/kg p.c. par jour, selon des données montrant la baisse du poids corporel et l'augmentation du poid relatif du foie chez les rats mâles Fischer 344, après une administration orale de DEHA pendant trois semaines (CMA, 1982a). Une étude similaire précédemment citée a indiqué une baisse de la basophilie cytoplasmique dans le foie avec une hausse des poids relatif et absolu des rats Fischer 344 à ce niveau de dose, après une administration orale pendant trois semaines (CMA, 1986).

La concentration associée à un effet critique la plus faible tirée d’une étude de l'exposition cutanée à court terme était de 2 060 mg/kg p.c. par jour chez des lapins. Lorsque le DEHA était administré par voie cutanée pendant 14 jours, une diminution du gain pondéral a été observée avec des difficultés respiratoires et une léthargie à cette dose (Hazleton Laboratories, 1962). Aucune étude à doses répétées par inhalation impliquant du DEHA n'a été relevée.

La concentration associée à un effet critique la plus faible provenant d’une étude de toxicité subchronique par voie orale n'étant pas directement liée à la prolifération de peroxysomes était 700 mg/kg p.c. par jour chez des rats et des souris. L'exposition d'animaux au DEHA pendant une période allant jusqu'à 90 jours a entraîné une baisse du gain de poids corporel (au moins de 10 %) pour des rats Fischer 344 à ce niveau de dose (700 mg/kg p.c. par jour ou 12 500 ppm) ou à une dose supérieure dans leur ration, et pour des souris B6C3F1 à 700 mg/kg p.c. par jour (3 100 ppm) ou à une dose supérieure dans leur ration. On n'a pas constaté d'effet histopathologique lié au composé ni de baisse de la consommation d'aliments (données non présentées) (NTP, 1982). Aucune étude de la toxicité subchronique par inhalation à l'aide du DEHA n'a été relevée.

Il est toutefois à noter qu'aucun effet indésirable n'a été observé chez des chiens après deux mois d'administration orale par DEHA. Les chiens (nombre et souche non identifiés) ont reçu 2 000 mg/kg p.c. par jour de DEHA dans leur alimentation, et affichaient uniquement une perte transitoire d'appétit sans modification apparente dans le sang, l'urine et l'histopathologie (Patty, 1963).

La génotoxicité potentielle du DEHA a été évaluée dans une multitude d'essais in vitro et in vivo. Aucun signe de génotoxicité n'a été observé dans la majorité des essais in vitro sur les systèmes cellulaires de bactéries et de mammifères (Simmon et al., 1977; USEPA, 1981, 1984a, 1984c; CMA, 1982b, 1982 c, 1982 d; Litton Bionetics, Inc., 1982a, 1982b, 1982c, 1982d; Seed, 1982; Eastman Kodak Co., 1984a; Microbiological Associates, 1984; DiVincenzo et al., 1985; Zeiger et al., 1985; Barber et al., 1987; Galloway et al., 1987; McGregor et al., 1988; Reisenbichler et Eckl, 1993; Commission européenne, 2000). Des études in vivo sur des rongeurs et des Drosophila ont donné des résultats principalement négatifs en termes de génotoxicité (CMA, 1982e; Von Däniken et al., 1984; Woodruff et al., 1985; Shelby et al., 1993; Shelby et Witt, 1995). Des études de la synthèse de l'ADN non programmée ont donné des résultats positifs, mais à des doses relativement élevées chez des souris (dose unique par gavage de 2 000 mg/kg p.c. basée sur une dose maximale admissible) et chez des rats (environ 1401 mg/kg p.c.) (Büsser et Lutz 1987; Miyagawa et al., 1995). Takagiet al. (1990) ont observé des hausses légères, mais statistiquement significatives de la 8-hydroxydésoxyguanosine (8-OH-dG), un indicateur de dommages oxydatifs à l’ADN, présente dans des foies de rats Fischer 344 après une administration orale de 2,5 % de DEHA dans l’alimentation (équivalant à 1 286 mg/kg p.c. par jour; sur la base de l'étude de Santé Canada de 1994). Les renseignements disponibles susmentionnés indiquent que le DEHA n'est vraisemblablement pas génotoxique.

Certaines études liées à la toxicité sur la reproduction ont été menées concernant le risque d'effet du DEHA sur la fertilité, notamment chez les rats. La plupart des études n'ont indiqué aucun effet sur la reproduction, la lactation, la spermatogénèse, ou le poids relatif de l'organe reproducteur (utérus, ovaires, testicules, épididymes, prostate, vésicules séminales), avec une diminution du poids corporel des mères en tant qu'effet lors d'une administration de DEHA par voie orale (Le Breton, 1962; Kang et al., 2006; Miyata et al., 2006; Nabae et al., 2006). Par ailleurs, le DEHA n'induit pas d'effets antiandrogènes similaires à ceux qui ont été observés dans le phtalate de bis(2-ethylhexyle) [ou DEPH] (Borchet al., 2002, 2006; Dalgaard et al., 2003) et n'induit pas non plus d'effets sur les testicules (NTP, 1982; Kanget al., 2006; Miyata et al., 2006; Nabae et al., 2006).

Deux études sur des rats femelles Crl:CD (SD) ont indiqué des effets sur la reproduction maternelle compte tenu de l'atrésie accrue du gros follicule, de la baisse du volume du corps jaune en formation, de la prolongation du cycle œstral, et de la présence de kystes folliculaires dans des groupes nourris avec du DEHA à la dose moyenne (1 000 mg/kg p.c. par jour) et à une dose supérieure (Miyata et al., 2006; Wato et al., 2009). On a également noté une diminution importante du taux d'implantation et du nombre d'embryons vivants de même qu'une hausse du taux de perte de préimplantation à la dose la plus élevée (2 000 mg/kg p.c. par jour). Une autre étude sur la toxicité par voie orale a signalé une réduction du poids corporel des mères ainsi que des descendants, et une diminution du poids total et de la taille de la portée chez des rats mâles et femelles ayant reçu 1 080 mg/kg p.c. par jour de DEHA dans un régime alimentaire de 10 semaines avant l'accouplement jusqu'au 36^e jour après la naissance (ICI, 1988a).

La plus faible dose minimale avec effet nocif observé pour la toxicité sur la reproduction était de 800 mg/kg p.c. par jour d’après la prolongation de la gestation (1 jour; mais statistiquement importante) et une baisse du poids corporel des mères dans une étude où des rats femelles Wistar ont reçu des doses allant de 0 à 800 mg/kg p.c. par jour par gavage oral, du 7^e jour de gestation au 17^e après la naissance (Dalgaard et al., 2003). Au cours de la même étude, le DEHA a aussi induit une hausse liée à la dose des décès après la naissance à 400 et à 800 mg/kg p.c. par jour. La dose minimale avec effet nocif pour la toxicité sur le développement a été déterminée à 400 mg/kg p.c. par jour. La substance a également provoqué une baisse du poids corporel des descendants à 800 mg/kg p.c. par jour. La dose sans effet observé (DSENO) pour l'étude est de 200 mg/kg p.c. par jour. Une autre étude de la toxicité sur le développement, qui examinait les effets du DEHA par l'intermédiaire de l'exposition durant la gestation, a indiqué une hausse de la perte fœtale par préimplantation, une incidence plus élevée des variations squelettiques (réduction du développement osseux), des uretères déformés ou dilatés, ainsi qu'une réduction du gain de poids corporel des mères et de la consommation de nourriture chez des rats Wistar femelles (ICI, 1988b).

Un résumé des concentrations associées à un effet critique liées à la caractérisation des risques pour la santé humaine est présenté au tableau 13.

Tableau 13. Résumé des concentrations associées à un effet critique pertinentes

Les activités des hormones œstrogéniques, androgènes et thyroïdiennes ont été évaluées dans plusieurs essais biologiques in vitro et in vivo. Le potentiel œstrogénique du DEHA était négatif dans le gène rapporteur luciférase (luc) médié par le récepteur d'œstrogènes (RE) chez des souris mâles RE-luc ainsi que dans tous les tissus, y compris le placenta et le fœtus de souris femelles (Ter Veld et al., 2008, 2009). Par ailleurs, aucune activité importante du gène rapporteur luciférase luc n'a été observée dans les cellules MVLN humaines in vitro après une exposition au DEHA (Ghisari et al., 2009). Un essai AhR-CALUX du récepteur de l'aryl-hydrocarbone (AhR) mené sur des cellules d'hépatome de souris(Hepa1.12cR), de même qu'un essai AR-CALUX effectué sur des cellules ovariennes de hamsters chinois (CHO-K1) n'ont montré aucun effet lié au traitement (Krügeret al., 2008). Un essai double-hybride de levure in vitro était négatif (Nishihara et al., 2000), et la capacité du DEHA de provoquer une réaction utérotrophique in vivo était également négative chez des rats Sprague-Dawley ovariectomisés (JPIA, 1998). Un essai biologique in vitrobasé sur la prolifération des cellules dépendantes de l'hormone thyroïde (T-Screen) était positif à faible puissance, mais cet essai n'est pas couramment utilisé ni validé (Ghisari et al., 2009; (communication personnelle du Bureau de la science de la santé environnementale et de la recherche de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en mai 2010; source non citée). Une étude sur la liaison in vitro du récepteur de l'estradiol tritié s'est avérée non concluante (Jobling et al., 1995).

Le métabolisme du DEHA par voie orale a été caractérisé chez les humains; on a administré à 6 hommes volontaires la substance (~ 0,5 mg/kg p.c.) dans de l'huile de maïs. L'acide 2-éthylhexanoïque était le seul métabolite trouvé dans le plasma et il s'est manifesté peu après le dosage chez tous les sujets; des concentrations de pointe d'environ 1,6 µg/cm³ sont apparues entre 1 et 2 heures plus tard. Le taux d'élimination du plasma était également rapide et a été estimé à 0,42 heure, ce qui correspond à une demi-vie d'élimination de 1,65 heure. Les métabolites mesurés dans l'urine représentaient au total 12,1 % (variant de 8,7 % à 16 %) de la dose administrée avec le principal métabolite étant l'acide 2-éthylhexanoïque (2-EHA) (en moyenne 8,6 % de l'étiquette deutérium administrée), la majorité étant éliminée dans un délai de 24 heures (Loftus et al., 1993). Les auteurs ont laissé entendre que l'hydrolyse présystémique du DEHA par le tractus gastrointestinal chez les humains, ainsi que les processus d'oxydation hépatique ultérieurs entraînent la formation d'acide 2-éthylhexanoïque, lequel apparaît ensuite dans le plasma.

Le DEHA ingéré a également montré un métabolisme similaire chez diverses espèces animales. La radioactivité issue du DEHA marqué au carbone ¹⁴a largement pénétré les tissus de rongeurs pendant 6 à 12 heures après l'exposition, mais elle n'a pas été retenue (Takahashi et al., 1981; Bergman et Albanus, 1987). Les études de l'absorption chez des souris ont indiqué une absorption rapide après le dosage, avec des concentrations de pointe atteinte après une et trois heures. Le tractus gastrointestinal contenait du DEHA, de l'adipate de mono-(2-éthylhexyl) (MEHA) et du 2-éthylhexanol (2-EH) (CMA, 1984). Takahashi et al. (1981) ont laissé entendre que lorsque le DEHA est administré par voie orale, une quantité importante est hydrolysée dans l'estomac avant l'absorption. La substance n'a pas migré vers les organes endocriniens, les os, les tissus lymphatiques, les tissus nerveux, les muscles, les voies respiratoires, le cartilage ou le tissu conjonctif chez les souris ou les rats (Bergman et Albanus, 1987). Des études sur la disposition chez des souris ont indiqué que 95 à 102 % (100 %, en réalité) de la radioactivité d'une dose unique administrée, était éliminée dans l'urine, les matières fécales et l'air expiré dans les 24 heures suivant le dosage (CMA, 1984). Environ 90 % de la substance était excrétée dans l'urine et 7 % à 8 % dans les matières fécales. Chez les rats, seul 0,5 % de la dose orale demeurait dans l'organisme après 96 heures. Des singes ont aussi éliminé la majorité de la radioactivité dans l'urine, mais présentaient une élimination plus élevée dans les matières fécales comparativement aux souris (CMA, 1984). La demi-vie du DEHA était de 6 minutes dans les petits homogénats de muqueuses intestinales de rats, et un faible pourcentage de la dose administrée (0,3 % chez les rats) était excrétée dans la bile; cette dose pénétrait ensuite dans la circulation entérohépatique (Takahashi et al., 1981; Eastman Kodak Co., 1984b; Bergman et Albanus, 1987). Cependant, les auteurs n'ont pas fourni de justification pour cette hypothèse.

On note des différences entre les espèces en termes de biotransformation du DEHA. Les métabolites dans l'urine de souris comportaient de l'acide 2-éthylhexanoïque et ses glucuronides conjugués, du 5-hydroxy-EHA, et du diacide diEHA (CMA, 1984). Chez les rats, le DEHA est divisé en MEHA et en acide adipique, et en moins de métabolites conjugués aux glucuronides que chez les souris (Takahashi et al., 1981; CMA, 1984; Bergman et Albanus, 1987). Les singes excrètent principalement le MEHA, le 2-EH, le 2-EHA et les métabolites conjugués aux glucuronides (CMA, 1984; BUA, 1996), tandis que les humains excrètent surtout le 2-EHA (Loftus et al., 1993).

Le degré de confiance en la base de données liées aux effets sur la santé pour le DEHA est jugé modéré à élevé, compte tenu des renseignements pertinents utilisés pour corriger les effets qui peuvent être préoccupants et définir les paramètres critiques selon les expositions orales. Cependant, on compte des études limitées impliquant des doses par voie cutanée de même que des études à doses répétées à long terme par inhalation.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

L'évaluation des effets du DEHA sur la santé a tenu compte de la cancérogénicité de la substance, car celle-ci a été classée comme une substance potentiellement cancérogène par l’EPA des États-Unis (USEPA, 1994). Des études longitudinales menées sur des souris femelles ont révélé une incidence accrue de tumeurs au foie. Toutefois, ces tumeurs ont été constatées à des concentrations moyennes à élevées (3 222 et 8 623 mg/kg p.c. par jour) de DEHA (NTP, 1982). Les renseignements disponibles indiquent que la substance n'est vraisemblablement pas génotoxique. Bien qu'un mode d'action n'ait pas été entièrement élucidé, des examens des tumeurs chez les rongeurs laissent entendre que l'incidence accrue des tumeurs hépatiques chez les souris femelles après le traitement au DEHA est due à un mécanisme qui ne s'opère pas chez les humains; par exemple, un mécanisme basé sur l'activation accrue des proliférateurs de peroxysomes (Cattley et al., 1998; Klaunig et al., 2003). D'après ces preuves, le fait que les tumeurs hépatiques chez les souris n'aient été observées qu'à des doses élevées, et la confirmation que le DEHA n'est probablement pas génotoxique, une approche fondée sur les seuils est utilisée pour évaluer le risque pour la santé humaine.

L'analyse des publications scientifiques et des évaluations par d'autres organismes internationaux (USEPA, OCDE) a confirmé que les effets critiques de l'exposition au DEHA touchaient le développement. La plus faible dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) pour la toxicité sur le développement est de 400 mg/kg p.c. par jour au vu de l'augmentation des décès postnataux liés à la dose. Cette dose minimale est basée sur la mortalité, ce qui laisse entendre qu'il y aurait d'autres effets moins graves attribuables au traitement, qui se seraient manifestés en dessous de la dose avant le décès et qui n'ont pas été mesurés dans l'étude ou toute autre étude relevée (Dalgaard et al., 2003). Comme aucun effet n’a été observé chez les fœtus et/ou les rats en développement à des doses inférieures à 400 mg/kg p.c. par jour, la dose sans effet nocif observé (DSENO) de 200 mg/kg p.c. par jour est utilisée pour la caractérisation des risques pour la santé humaine dans cette évaluation.

La plus faible DMENO par voie cutanée, basée sur une étude à doses répétées, était de 2 060 mg/kg p.c. par jour chez des lapins ayant reçu du DEHA pendant 14 jours. La seule autre étude à doses répétées par voie cutanée qui a été signalée (toxicité chronique; Hodge et al., 1966) n'était pas appropriée pour la caractérisation des risques.

La principale contribution à l’estimation de la dose absorbée quotidienne totale devrait être l'alimentation pour la majorité des groupes d'âge de la population générale. La comparaison entre la DSENO la plus faible (200 mg/kg p.c. par jour) et la dose absorbée à l’extrémité de tranche supérieure des estimations (0,14 mg/kg p.c. par jour) donne une marge d'exposition de 1 400. Cette marge n'est pas considérée comme adéquate pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets.

La population générale peut aussi être exposée au DEHA durant l'utilisation de produits de consommation contenant la substance. On juge que la principale voie d'exposition est la voie cutanée au vu des propriétés physicochimiques de la substance et des types de produits la contenant.

La dose interne chronique de DEHA issue de l'utilisation de cosmétiques et de produits de soins personnels peut être estimée en appliquant un facteur d'absorption cutanée à la dose externe appliquée. Selon les résultats préliminaires d’une étudein vitro sur l’absorption cutanée réalisée par Santé Canada, moins de 1 % de la quantité de DEHA appliquée sous forme de désodorisant au moyen d’un applicateur à bille a traversé la peau et a été détectée dans le liquide récepteur, tandis qu’une portion plus importante s’est retrouvée sous forme liée dans la peau (novembre 2010; communication personnelle adressée par le Bureau de la science de la santé environnementale et de la recherche au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes; source non citée). Le CIR indique que probablement moins de 1 % de DEHA serait absorbé par la peau vu la solubilité de la substance, mais aucune donnée expérimentale n’est présentée pour étayer cette déclaration (CIR, 2006). Par conséquent, même si l'absorption cutanée du DEHA devrait être faible d'après les propriétés physicochimiques de la substance (faible hydrosolubilité et fort K_oe), étant donné l’incertitude associée à la portion liée à la peau, une valeur d’absorption cutanée de 10 % est jugée appropriée et suffisamment prudente pour la présente évaluation. En outre, il s’agit d’une valeur compatible avec la valeur prévue qui a été estimée par la méthode de Kroes et al. (2007), laquelle est fondée sur les propriétés physiques et chimiques propres à la substance (poids moléculaire, K_oe, et hydrosolubilité) (Kroes et al., 2007).

En utilisant une valeur d’absorption cutanée de 10 % dans l'estimation de la dose externe appliquée pour une utilisation quotidienne de cosmétiques et de produits de soins personnels contenant du DEHA (de 0,6 à 22,0 mg/kg p.c. par jour), on peut estimer la dose interne chronique : elle se situe dans une plage allant de 0,06 à 2,05 mg/kg p.c. par jour. La comparaison entre la dose sans effet nocif observé (DSENO) de 200 mg/kg p.c. par jour pour les effets sur le développement, avec une estimation de l'exposition potentielle issue de l'exposition quotidienne de cosmétiques et de produits de soins personnels (0,06 -- 2,2 mg/kg p.c. par jour) donne des marges d'exposition variant de 91 à 3 300. Les marges d'exposition dans l'extrémité inférieure de la plage ne sont pas considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Pour l'usage d'autres cosmétiques et produits de soins personnels qui ne sont pas utilisés quotidiennement (p. ex. sels de bain, vernis à ongles, lotion illuminatrice pour le corps), on a obtenu des estimations de l'exposition allant de 7 × 10^-4 à 7,15 mg/kg p.c. par application. en Faute d'une étude sur l'exposition aiguë, une étude de deux semaines sur la toxicité par voie cutanée chez des lapins a été utilisée comme substitut. La comparaison entre la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) à court terme (deux semaines) issue de cette étude (2 060 mg/kg p.c. par jour) avec les estimations de l'exposition issue de l'usage occasionnel de cosmétiques et de produits de soins personnels a donné des marges d'exposition allant de 300 à 2 900 000. Les marges d'exposition sont considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

L'utilisation d'autres produits de consommation comme les agents protecteurs des garnitures intérieures et les nettoyants puissants pour les mains ont donné des estimations de l'exposition allant de 0,004 à 0,43 mg/kg p.c. par application. La comparaison entre la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) issue de l'étude sur l'exposition cutanée des lapins (2 060 mg/kg p.c. par jour) avec les estimations de la limite supérieure de la plage d'estimations de l'exposition, au cours de l'utilisation de produits de consommation contenant du DEHA, a donné des marges d'exposition variant de 4 800 à 515 000. Ainsi, selon une utilisation « par événement » de ces produits de consommation, les marges d'exposition obtenues sont considérées appropriées pour la protection de la santé humaine, compte tenu des incertitudes liées aux bases de données concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente évaluation préalable ne présente pas d'analyse complète du mode d'induction des effets, y compris cancéreux, du DEHA. L'ensemble de données disponible sur la toxicité se limite à des études menées sur des animaux. De plus, il n'y a pas d'information disponible sur la toxicité potentielle du DEHA à la suite d'une exposition par inhalation ou par voie cutanée relativement aux études sur la toxicité pour la reproduction et le développement ainsi que sur la génotoxicité. Il n'y a pas non plus d'études disponibles sur l'immunotoxicité ou la toxicité neurodéveloppementale du DEHA, quelle que soit la voie d'exposition. Donc, les niveaux d'effet critique calculés dans cette évaluation préalable sont limités par la base de données sur la toxicité et par les incertitudes liées à l'interprétation de l'importance biologique des effets, incluant les incertitudes liées à l'interprétation de la variation intraspécifique et interspécifique.

Le degré d'incertitude des estimations de l'exposition par les milieux naturels et les aliments est modéré. Bien que l'ensemble de données était limité, les concentrations de DEHA dans les milieux naturels, utilisées pour établir des estimations de l'exposition, étaient basées sur des études nord-américaines. Une incertitude plus élevée est associée aux estimations de l'absorption de DEHA par les aliments, compte tenu de l'absence de données issues d'enquêtes canadiennes sur les aliments. D'après les renseignements disponibles, l'estimation de l'absorption quotidienne totale peut surestimer les expositions réelles de la population générale au DEHA au Canada.

Le degré d'incertitude des estimations modélisées de l'exposition au DEHA par l'entremise de produits de consommation est modéré, selon les renseignements propres au Canada sur la présence et la concentration de la substance dans les produits. Cependant, des doutes persistent quant à l'utilisation des paramètres par défaut du modèle d'exposition des consommateurs, qui n'est pas propre au Canada. Globalement, un large éventail de marges d'exposition a été déterminé à partir d'estimations de l'exposition pendant l'utilisation de produits de consommation contenant du DEHA, notamment les cosmétiques et les produits de soins personnels. Des renseignements supplémentaires propres aux produits réduiraient l'incertitude associée à l'exposition.

L’utilisation d’une valeur d’absorption cutanée de 10 % comporte une incertitude. D’après les résultats préliminaires d’une étude in vitro sur l’absorption cutanée, il passe peu de DEHA par la peau jusqu’à une solution réceptrice, mais d’importantes quantités de résidus se sont liés à la peau. Une incertitude additionnelle vient s’ajouter du fait que l’étude est limitée à un type de produit (désodorisant), même s’il y a du DEHA dans divers autres produits dont l’utilisation entraîne une exposition par voie cutanée. Quoi qu’il en soit, on juge encore l’utilisation d’une valeur d’absorption cutanée de 10 % appropriée vu les propriétés physiques et chimiques du DEHA et le fait que la valeur de 10 % est également ce qu’on obtient lorsque l’estimation est faite par la méthode de Kroes (Kroes et al., 2007). Cette méthode est fondée sur le flux maximal auquel une substance peut pénétrer dans la peau lorsqu'elle demeure sous forme de solution saturée à la surface. Étant donné que le DEHA ne se trouve pas en concentration saturée dans les cosmétiques et les produits de soins personnels, l'utilisation du flux maximal peut mener à surestimer l'absorption par voie cutanée. Par ailleurs, il a été démontré qu’en raison de propriétés accélératrices transdermiques, certains produits chimiques augmentent l’absorption; ainsi, la valeur de l'absorption par voie cutanée peut aussi être sous-estimée pour les cosmétiques et produits de soins personnels comportant des composés qui possèdent ces propriétés.

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Conclusion

D’après l’information présentée dans la présente évaluation préalable finale, il a été conclu que le DEHA pénètre, ou peut pénétrer, 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. Le DEHA ne remplit pas les critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Compte tenu du manque de fiabilité possible des marges entre les expositions estimées au DEHA et les concentrations associées à un effet critique, il est conclu que le DEHA est une substance pénétrant ou pouvant pénétrer 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.

Par conséquent, il est conclu que le DEHA remplit un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

On envisagera d’inclure cette substance dans la mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure des substances. De plus, s'il y a lieu, des activités de recherche et de surveillance viendront appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l’efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l’étape de la gestion des risques.

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Annexe 1 : Sommaire de rigueur d’étude

Toxicité chronique du DEHA pour Daphnia magna(Felder et al., 1986)

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Annexe 2 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption quotidienne de DEHA par divers groupes d'âge de la population générale du Canada (µg/kg p.c. par jour)

^[a] Aucune donnée n'a été déterminée pour les concentrations de DEHA dans le lait maternel.
^[b] On présume que le nourrisson pèse 7,5 kg, respire 2,1 m³ d'air par jour, boit 0,8 L d'eau par jour (lait maternisé) ou 0,3 L d'eau par jour (lait non maternisé) et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[c] Dans le cas des enfants uniquement nourris au lait maternisé, l'absorption par l'eau correspond à l'absorption par la nourriture. La concentration de DEHA dans l'eau de 5,1 µg/L, utilisée pour préparer le lait maternisé, était fondée sur des données non publiées (Horn et al., 2004). Aucune donnée sur les concentrations de DEHA dans le lait maternisé n'a été relevée pour le Canada, tandis que la concentration maximale de DEHA dans des préparations pour nourrissons a été estimée à 0,05 µg/g au Danemark (Petersen et Breindahl, 2000). Environ 50 % des enfants non nourris au lait maternisé ont commencé à manger des aliments solides à 4 mois, et 90 % ont commencé à 6 mois (SBSC, 1990).
^[d] En supposant que l'enfant pèse 15,5 kg, respire 9,3 m³ d'air par jour, qu'il boit 0,7 L d'eau par jour et qu'il ingère 100 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[e] En supposant que l'enfant pèse 31 kg, respire 14,5 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,1 L d'eau par jour et qu'il ingère 65 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[f] En supposant que le jeune pèse 59,4 kg, respire 15,8 m³ d'air par jour, qu'il boit 1,2 L d'eau par jour et qu'il ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[g] En supposant que la personne pèse 70,9 kg, respire 16,2 m³ d'air par jour, qu'elle boit 1,5 L d'eau par jour et qu'elle ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
^[h] En supposant que la personne pèse 72 kg, respire 14,3 m³ d'air par jour, qu'elle boit 1,6 L d'eau par jour et qu'elle ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).
^[i] Aucune donnée spécifique sur les concentrations de DEHA dans l'air intérieur au Canada n'a été recensée. Pour le calcul, on a utilisé une valeur de 66 ng/m³, soit la concentration maximale dans l'air intérieur relevée dans une étude américaine (Rudel et al., 2003). Par hypothèse, la population canadienne passe 3 heures par jour à l'extérieur (Santé Canada, 1998).
^[j] Aucune donnée spécifique sur les concentrations de DEHA dans l'air intérieur au Canada n'a été recensée. Pour le calcul, on a utilisé une valeur de 66 ng/m³, soit la concentration maximale dans l'air intérieur relevée dans une étude américaine (Rudel et al., 2003). Par hypothèse, la population canadienne passe 21 heures par jour à l'intérieur (Santé Canada, 1998).
^[k] Valeur basée sur la concentration maximale de DEHA dans l'eau potable au Canada, 5,1 µg/L (Hornet al. 2004).
^[l] Valeur basée sur des études mesurant le DEHA dans les aliments présumé provenir de la migration à partir d'emballages alimentaires (Startin et al., 1987; Harrison, 1988; Page et Lacroix, 1995; Petersen et Briendahl, 2000). Pour estimer l’absorption quotidienne de DEHA d’origine alimentaire pour la population générale du Canada, certains des résultats d’une étude canadienne (Page et Lacroix, 1995) ont été choisis à la place de mesures prises dans des aliments dans d’autres pays. À défaut de données canadiennes, les données d’autres pays ont été utilisées dans les estimations. Lorsque le résultat de la mesure du DEHA était une quantité indétectable, la moitié de la valeur de la limite de détection a été utilisée. Si aucune limite de détection n’était fournie, la plus faible concentration de DEHA détectée pour la catégorie d’aliments concernée a été utilisée. Les valeurs suivantes ont été utilisées pour chaque aliment :
- Produits laitiers : fromages - cheddar marbré (310 µg/g; valeur la plus élevée parmi les cheddars : cheddar fort (190 µg/g; cheddar doux [120 µg/g]) (Page et Lacroix, 1995); fromage fondu et fromage cottage (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Graisses : graisse à frire, huile à salade (non détectée); margarine (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Fruits et produits à base de fruits : ananas (non détectée), raisins (0,4 mg/g), prunes et pruneaux frais (0,34 mg/g), pastèques (0,8 mg/g) agrumicole en conserve, jus d'agrumes frais, jus d'agrumes en conserve, pommes fraîches, produits à base de pommes en conserve, bananes et cerises fraîches, jus de raisin en bouteille, pêches fraîches, poires fraîches, poires en conserve, melons, fraises et bleuets (Page et Lacroix, 1995). Pamplemousses (3 mg/g) (Startin et al., 1987).
- Légumes : chou rouge (1,3 µg/g), poivrons rouges (3,1 mg/g), laitue (1,2 mg/g), champignons (0,4 mg/g), brocoli (non détectée), pommes de terre (non détectée), concombres (non détectée), haricots cuits en conserve (non détectée), betteraves en sac plastique et en conserve (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
- Produits céréaliers : pain blanc, pain complet, farine de blé, pains mollets et petits gâteaux secs, gâteaux, biscuits, craquelins, céréales, riz, pâtes secs (non détectée), pains mollets et petits gâteaux secs (1 µg/g), pâtisseries danoises et beignes (22 µg/g), crêpes (0,1 µg/g), tartes aux épinards froides (169 µg/g), pizza froide (12 µg/g), muffins (0,53 µg/g), riz sec (1 µg/g) (Page et Lacroix, 1995).
- Viande et volaille : escalopes de veau, viandes froides, viande à sandwich en conserve (non détectée), bifteck (9,1 µg/g), bœuf haché (9,5 µg/g), viande de porc fraîche (3,5 µg/g), viande de porc salée (1,5 µg/g), poitrine de poulet (14 µg/g), poitrine de poulet sans peau (1,4 µg/g), viande de porc cuite (2,2 µg/g), (Page et Lacroix, 1995). Viande d'agneau fraîche (11 µg/g) (Harrison, 1988).
- Poisson : filet de saumon fumé (220 µg/g), poisson d'eau douce (0,3 µg/g), poisson, mollusques et crustacés en conserve (non détectée) (Page et Lacroix, 1995).
Les concentrations dans les préparations pour nourrissons (0,05 µg/g) et les aliments pour bébés (0,03 ug/g) étaient basées sur la valeur indiquée dans l'étude danoise (Petersen et Briendahl, 2000).
- Aliments divers : ail dans l’huile (115 µg/g) (Frankhauser-Noti et Grob, 2006).
Aucune quantité de DEHA n'a été détectée dans la plupart des aliments des soupes, dans les œufs, les noix et graines, le sucre, les boissons gazeuses, les boissons alcoolisées et dans d'autres produits divers (Page et Lacroix, 1995). Pour la bière, une concentration de 0,07 µg/g, mesurée dans des échantillons de bière en fût (Harrison (1988), a été utilisée parce que, dans l’étude de Page et Lacroix, on a analysé de la bière en bouteille, laquelle ne contient probablement pas de DEHA (Page et Lacroix, 1995). Dans ces groupes, la valeur la plus élevée issue d'autres études a été utilisée (0,1 µg/g pour les boissons en bouteille) (Harrison, 1988).
^[m] Aucune information spécifique sur les concentrations de DEHA dans le sol au Canada n'a été recensée. En outre, une étude canadienne a indiqué une concentration de 4,4 mg/kg de la substance dans les sédiments de rivière (Horn et al., 2004). La concentration maximale de 391 µg/kg de DEHA (issue de l'étude américaine Rudel et al., 2003 menée en 2003) a été relevée dans la poussière domestique, tel qu'il est indiqué dans les publications scientifiques; cette concentration a été utilisée pour estimer la limite supérieure d'absorption quotidienne à partir du sol.

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Annexe 3 : Limites supérieures de l'exposition au DEHA présent dans les produits de soins personnels, estimées à l'aide de la version 4.1 du modèle ConsExpo (ConsExpo, 2006)

a) Estimations de l'exposition par voie cutanée

^[a] Toutes les hypothèses étaient basées sur le modèle ConsExpo par défaut (RIVM, 2006), sauf mention contraire. En outre, les hypothèses suivantes ont été utilisées pour tous les scénarios :
- poids corporel de 70,9 kg pour un adulte;
- la fraction absorbée de 1 a été utilisée pour tenir compte de la dose externe appliquée;
- type d'exposition « contact cutané direct » pour l'application instantanée (ConsExpo, 2006);
- concentrations de DEHA figurant dans le Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2010).
^[b]Dose externe chronique appliquée calculée par amortissement sur un an pour estimer la dose d'exposition quotidienne.
^[c] Un facteur de rétention a été appliqué aux produits qui se rincent (2006 Cosmetics Exposure Workbook, Bureau de l'évaluation et du contrôle des substances nouvelles, Santé Canada).
^[d] Calculé en multipliant les quantités de produit indiquées dans RIVM 2006 par le ratio de la surface corporelle touchée indiquée par Santé Canada (1995) et celle indiquée dans RIVM (2006).
^[e] Communication personnelle adressée par la Direction des aliments de Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juillet 2010; source non citée.

b) Estimations de l'exposition par voie orale