4,6-dinitro-o-crésol : évaluation préalable finale, chapitre 2

Caractérisation des risques pour l’environnement

Dans le cadre de la caractérisation des risques, un ensemble de faits comprend l’examen des quotients de risque pour déterminer les effets potentiels sur l’environnement. D’autres facteurs qui influent sur les risques actuels ou potentiels, comme la persistance, la bioaccumulation et les tendances des concentrations ambiantes, sont aussi pris en compte.

Analyse des quotients de risque

Les résultats critiques concernant l’exposition et les effets ainsi que les quotients de risque sont résumés dans le tableau 12 et décrits plus en détail ci-dessous.

Tableau 12 : résumé des données utilisées dans l’analyse des quotients de risque pour le 4,6-dinitro-o-crésol (DNOC)
Scénario Concentration environnementale estimée (CEE) Valeurs critiques de la toxicité (VCT) Coefficient Concentrations estimées sans effet (CESE) Quotient de risque
(CEE/CESE)
Organismes pélagiques : rejet industriel; truite arc-en-ciel 0,0014 mg/L 0,26 mg/L 100 0,0026 mg/L 0,54
Organismes pélagiques : chute de pluie; truite arc-en-ciel 0,0025 mg/L 0,26 mg/L 10 0,026 mg/L 0,096
Organismes du sol : Lombric 0,1 mg/kg 15 mg/kg de poids sec 100 0,15 mg/kg de poids sec 0,67
Consommateurs fauniques : Vison 0,0004 mg/kg p.c./j 0,35 10 0,035 mg/kg p.c./j 0,011
Consommateurs fauniques : Loutre de rivière 0,000 007 mg/kg p.c./j 0,047 10 0,0047 mg/kg p.c./j 0,0015

Organismes pélagiques

Dans le cas des organismes pélagiques, un quotient de risque a été calculé à l’aide de la moyenne des valeurs de la CL50, après 96 heures pour la truite arc-en-ciel, mentionnées par Mayer et Ellersieck (1986) (0,066 mg/L) et par Sewell et al. (1995c) (0,45 mg/L). La moyenne des deux études, soit 0,26 mg/L, est la VCT.

En ce qui concerne le scénario de rejet industriel, la CEE est de 0,0014 mg/L lorsqu’on prend en compte le traitement dans une usine de traitement des eaux usées (UTEU) (efficacité d’élimination de 27 %). Si l’on divise la VCT par un coefficient de 100 pour tenir compte de l’extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique, des variations intraspécifiques et interspécifiques, des paramètres biologiques dont la sensibilité est différente et de l’extrapolation des données de laboratoire aux données de terrain, la valeur de la CESE est de 0,0026 mg/L.

Le quotient de risque est donc calculé comme suit :

 CEE  = 0,0014 mg/L = 0,54
CESE = 0,0026 mg/L

Même si l’on tient compte de l’élimination dans une UTEU, le scénario est prudent surtout en raison de la quantité considérable de DNOC présumément utilisée par une seule installation.

La valeur maximale de la CEE dans le scénario de la chute de pluie a été estimée à 0,0025 mg/L sans prendre en compte le traitement dans une UTEU parce qu’on a présumé qu’il s’agissait d’une forte chute de pluie. Comme la chute de pluie représente un scénario d’exposition aiguë, il n’est pas nécessaire que le coefficient tienne compte de l’extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique. Par conséquent, si l’on divise par un coefficient de 10 la même VCT de 0,26 mg/L pour la truite arc-en-ciel, on obtient une CESE de 0,026 mg/L. Le quotient de risque est donc calculé comme suit :

 CEE  = 0,0025 mg/L = 0,096
CESE = 0,026 mg/L

Organismes du sol

Les concentrations de DNOC dans les sols canadiens n’ont pas été quantifiées. Le ministère de l’Environnement et de l’Énergie de l’Ontario (MEEO,1994) n’a pas décelé cette substance dans 161 échantillons de sol prélevés en Ontario. La limite de détection de la méthode, soit 0,1 mg/kg (100 ng/g), servira de substitut pour la concentration de DNOC dans le sol canadien et elle est choisie comme la CEE.

Une étude des effets du DNOC sur les organismes terrestres a été relevée dans les publications. La CL50 tirée d’une étude de toxicité aiguë de 14 jours sur le lombric, soit 15 mg/kg de sol, est choisie comme la VCT pour l’exposition des organismes du sol au DNOC. Lorsqu’on la divise par un coefficient de 100 pour tenir compte de l’extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, du rapport entre la toxicité aiguë et la toxicité chronique ainsi que des variations interspécifiques et intraspécifiques de sensibilité, on obtient une CESE de 0,15 mg/kg.

Le quotient de risque pour les organismes du sol est donc calculé comme suit :

 CEE  =  0,1 mg/kg  = 0,67
CESE    0,15 mg/kg

Faune aquatique

Les CEE pour le vison et la loutre de rivière ont été respectivement estimées à 0,0004 et à 0,000 007 mg/kg p.c./j. La CESE calculée pour le vison est de 0,035 mg/kg p.c./j et de 0,0047 mg/kg p.c./j pour la loutre de rivière.

Les quotients de risque pour la faune aquatique sont donc calculés comme suit :

 

Les quotients de risque pour la faune aquatique

Organismes benthiques

On n’a recensé aucune donnée de surveillance pour le DNOC dans les sédiments au Canada. D’après une simulation de niveau III du devenir dans plusieurs milieux, il est probable que 1 % seulement du DNOC passe dans les sédiments, ce qui porte à croire que l’exposition des organismes benthiques à cette substance sera minimale.

Analyse du poids de la preuve

L’analyse des quotients de risque pour les organismes pélagiques et du sol ainsi que pour la faune a démontré qu’il était improbable que ces organismes soient actuellement exposés à des concentrations de DNOC supérieures aux seuils d’exposition connus produisant un effet. Cette conclusion est fondée sur les chiffres des importations et les endroits où le DNOC était utilisé à l’échelle industrielle en 2000, ainsi que sur l’état actuel des connaissances de la chimie atmosphérique de cette substance.

Un scénario prudent fondé sur des concentrations de DNOC dans les précipitations qui pourraient pénétrer dans les eaux réceptrices au Canada porte à croire que cette source présente peu de risques pour les organismes aquatiques.

En outre, les estimations modélisées des rejets industriels dans la rivière Sainte-Claire indiquent que le DNOC n’a probablement pas d’effets nocifs sur les organismes pélagiques ou benthiques. Cette conclusion repose sur un scénario prudent de rejet élaboré pour une installation située dans la même région que la seule entreprise qui avait déclaré utiliser du DNOC en 2000 à l’Inventaire national des rejets de polluants (NRP) en réponse à l’avis publié en application de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE). Il est à noter que cette entreprise a cessé d’utiliser du DNOC à la fin de 2002.

Bien que la sorption soit faible aux valeurs du potentiel d'hydrogène (pH) que l’on retrouve dans l’environnement, on a constaté que la lixiviation du DNOC dans les eaux souterraines était peu importante, probablement en raison de la biodégradation de cette substance.

L’air et l’eau constituent les sources potentielles de rejet du DNOC dans l’environnement. Compte tenu de ses propriétés, le DNOC est persistant dans l’air, sans être bioaccumulable. Les données modélisées sur le transport à grande distance indiquent que cette substance peut être transportée sur des distances modérées et que sa concentration diminue à mesure que la latitude augmente.

Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Des incertitudes sont liées au calcul des CESE utilisées dans la présente évaluation. Toutefois, un nombre modéré d’études empiriques provenant de différentes sources a été relevé, ce qui accroît le degré de confiance accordé aux valeurs. Des coefficients variant entre 10 et 100 ont été utilisés pour tenir compte de l’insuffisance de données concernant la toxicité chronique, les effets sur le terrain et les effets sur des espèces pouvant être plus sensibles.

Il existe très peu de données canadiennes de surveillance pour le DNOC, et celles qui ont été relevées étaient assez anciennes. Afin de suppléer à la quantité limitée de données empiriques et de mieux connaître les concentrations de DNOC qui peuvent exister dans l’environnement, les rejets ont été calculés, et le devenir ainsi que l’exposition ont été modélisés. La pénétration du DNOC dans l’environnement en provenance de deux sources, soit les rejets industriels et les précipitations entraînant cette substance présente dans l’atmosphère, a été étudiée. Afin de tenir compte de l’incertitude considérable liée à ces estimations, des hypothèses prudentes ont été avancées pour assurer que les erreurs protégeraient l’environnement.

Il est vrai que les installations industrielles n’ont pas déclaré de rejets directs de DNOC dans l’eau; toutefois, un scénario prudent a été élaboré afin de calculer les rejets possibles provenant d’une source industrielle. Dans ce scénario, les hypothèses suivantes ont été avancées : une estimation de la limite supérieure de la quantité de DNOC pouvant être utilisée par une seule installation, une estimation légèrement prudente de la fraction de la substance habituellement rejetée en raison des méthodes de manutention d’une substance utilisée en vrac et une estimation du centile inférieur du débit pour le plan d’eau récepteur utilisé dans le scénario. Le débit de la rivière Sainte-Claire a été utilisé dans le scénario d’exposition, car la seule installation ayant déclaré utiliser du DNOC se trouvait au voisinage de cette rivière. Le débit de ce cours d’eau est extrêmement rapide, et les effluents y sont donc dispersés très rapidement. S’il existait des installations rejetant d’importantes quantités de DNOC dans des plans d’eau de moindre envergure, les hypothèses avancées n’accorderaient peut-être pas suffisamment de protection. Il y a toutefois lieu de croire qu’il n’existe pas actuellement d’autres importants utilisateurs de DNOC au Canada, et il est possible que cette substance ne soit plus utilisée à des fins commerciales au Canada.

Pour calculer l’exposition possible au DNOC provenant de l’atmosphère et présent dans les précipitations, on a présumé de façon prudente que la concentration dans l’atmosphère au Canada serait semblable à celle dans les régions plus fortement peuplées de l’Europe, que la chute de pluie serait particulièrement forte, qu’un pourcentage élevé des précipitations en provenance d’une subdivision de recensement serait rejeté dans le plan d’eau récepteur à partir d’une seule source de rejet et que l’UTEU municipale n’éliminerait pas le DNOC. En particulier, l’hypothèse selon laquelle les concentrations atmosphériques au Canada seraient identiques aux concentrations moyennes ou élevées en Allemagne, un pays beaucoup plus peuplé et industrialisé, est incertaine. Il y a lieu de croire que l’utilisation, dans le scénario, de données de surveillance provenant de l’Allemagne est une hypothèse prudente. Cependant, on ne connaît pas encore bien les origines du DNOC présent dans l’atmosphère et on n’a trouvé aucune donnée canadienne de surveillance de l’atmosphère permettant de faire une comparaison.

Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l’exposition

La limite supérieure estimative de l’exposition au DNOC de la population générale est de 0,06 µg/kg p.c./j chez le groupe d’âge de 0 à 6 mois (nourri à la préparation pour nourrissons); cette valeur repose sur des données très limitées tirées d’enquêtes canadiennes sur l’eau potable et le sol (MEEO, 1994; Cité de Toronto, 2002a; id., 2002b; id., 2002c; id., 2002d) et sur une concentration estimative de DNOC dans l’atmosphère en Suisse (Leuenberger et al., 1988) [voir l’annexe 1]. On n’a répertorié aucune donnée quantitative sur les concentrations de DNOC dans les aliments. Le degré de confiance à l’égard de la base de données est jugé moyen pour l’estimation de l’exposition, car il existe des données sur l’estimation prudente de l’exposition à partir de l’eau potable et de l’atmosphère, qui sont les principales voies d’exposition probables. Les concentrations de DNOC dans l’eau potable étaient inférieures au seuil de détection; par conséquent, les estimations fondées sur ce seuil surestiment sans doute l’exposition. La concentration du DNOC dans l’air a été établie de manière estimative à partir d’échantillons d’eau de pluie, mais elle est jugée prudente, car elle est supérieure aux valeurs mesurées dans les gaz d’échappement des automobiles, qui sont une source de DNOC (Tremp et al., 1993).

Évaluation des effets sur la santé

Le Programme international sur la sécurité des substances chimiques (PISSC) a publié une évaluation des effets du DNOC sur la santé en 2000 (voir l’annexe 2 pour obtenir un aperçu de la base de données toxicologiques au sujet de laquelle le degré de confiance est jugé élevé, étant donné la large gamme d’études de toxicité qui étaient disponibles). Même si le PISSC n’a pas choisi d’étude critique devant servir de fondement à la détermination d’une absorption admissible ou d’une valeur de référence, la dose minimale avec effet observé (DMEO) qui a été relevée dans son évaluation et qui est considérée comme la dose associée à un effet critique est de 2,5 mg/kg p.c./j. Elle a été établie au terme d’une étude sur l’exposition par voie alimentaire de 90 jours chez des rats où l’on a observé des réductions, reliées à la dose, des concentrations sanguines de pyruvate et de triiodothyronine (Den Tonkelaar et al., 1983). L’évaluation du PISSC fait état de plusieurs doses plus faibles produisant un effet, mais la confiance accordée à ces études est moindre, car on disposait de trop peu de précisions à leur sujet. Il est cependant à noter que ces valeurs inférieures s’écartaient généralement de moins d’un ordre de grandeur de la valeur jugée critique. De même, au cours des toutes premières études cliniques sur l’utilisation potentielle du DNOC dans le traitement de l’obésité, on a observé, chez les personnes auxquelles on avait administré des doses de l’ordre de cette valeur critique, des effets associés à des augmentations du métabolisme basal. Le DNOC ne s’est pas avéré cancérogène au cours de la seule étude à long terme répertoriée (Broadmeadow, 1991). De plus, le PISSC (2000) a jugé ambigu le poids de la preuve de sa génotoxicité, car des effets positifs ont été observés durant une partie seulement des essais in vivo au cours desquels on a administré à des rongeurs des doses généralement supérieures à celle associée à un effet critique pour l’apparition d’effets non néoplasiques. En outre, les résultats de la modélisation des paramètres de la génotoxicité in vivo et in vitro étaient eux aussi ambigus.

Le degré de confiance à l’égard de la base de données sur laquelle reposent les valeurs associées à l’effet critique est jugé élevé, étant donné la large gamme d’études de toxicité qui étaient disponibles (c'est-à-dire la toxicité aiguë, la toxicité en doses répétées, la cancérogénicité et la toxicité chronique, la génotoxicité, la toxicité pour la reproduction et le développement ainsi que l’immunotoxicité). Une certaine incertitude est liée aux doses minimales avec effet signalées dans les articles de synthèse de différentes études dont les rapports originaux n’ont pu être obtenus; toutefois, comme ces valeurs s’écartaient généralement de moins d’un ordre de grandeur de la valeur jugée critique, elles ne modifient pas la conclusion de l’évaluation préalable. Il demeure aussi des incertitudes quant à la génotoxicité potentielle du DNOC, étant donné que le PISSC (2000) a conclu qu’il existait une ambiguïté à cet égard.

Caractérisation des risques pour la santé humaine

On a obtenu une marge d’exposition d’environ 41 700 en comparant une dose minimale avec effet (2,5 mg/kg p.c./j) choisie avec prudence pour de légers changements observés dans les paramètres biochimiques d’une étude de 90 jours, menée sur des rats, à la valeur la plus élevée de la limite supérieure de l’exposition pour tous les groupes d’âge de la population (0,06 µg/kg p.c./j) qui a été calculée chez le groupe d’âge de 0 à 6 mois (nourri à la préparation pour nourrissons). Compte tenu de la confiance de niveau modéré à élevé accordée aux bases de données concernant l’exposition et les effets sur lesquelles l’évaluation est fondée, ainsi que de la nature prudente de cette évaluation, dont l’utilisation de la limite supérieure de l’exposition et d’une dose minimale avec effet, cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des éléments d’incertitude que comportent les lacunes des bases de données ayant trait aux effets sur la santé et à l’exposition de la population, des variations intraspécifiques et interspécifiques de la sensibilité ainsi que de la nocivité biologique ou de la gravité des effets jugés critiques.

Conclusion

D’après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, on considère que le DNOC ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie. On considère en outre que le DNOC ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, on conclut que le DNOC ne répond pas aux critères de l’article 64 de la LCPE. De plus, cette substance répond aux critères de la persistance, mais non pas aux critères de la bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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