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Timestamp: 2017-06-27 15:33:29+00:00
Document Index: 57192368

Matched Legal Cases: ["l'article 74", "l'article 64", "l'article 64", "l'article 71", "l'article 64", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71", "l'article 71"]

Environnement et Changement climatique Canada - Évaluation des substances existantes - &Eacute;bauche d&#39;&eacute;valuation pr&eacute;alable pour le D&eacute;fi 25176-89-0
(Disperse Red 179)
(DAPEP)
En application de l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du 3-[éthyl[3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényl]amino]propiononitrile (Disperse Red 179), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) est 16586-42-8; et du 3-[[4-[(5,6-dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl]éthylamino]propiononitrile (DAPEP), dont le no CAS est 25176-89-0. Une priorité élevée a été accordée à l'évaluation préalable de ces substances inscrites au Défi, car elles répondaient aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains et l&rsquo;on croit qu&rsquo;elles sont commercialisées au Canada.
Les évaluations des risques que présentent le Disperse Red 179 et le DAPEP pour la santé humaine n&rsquo;ont pas été jugées hautement prioritaires à la lumière des résultats fournis par les outils simples de détermination du risque d&rsquo;exposition et du risque pour la santé élaborés par Santé Canada aux fins de la catégorisation des substances de la Liste intérieure. La présente évaluation est donc axée sur les renseignements utiles à l&rsquo;évaluation des risques pour l&rsquo;environnement.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP sont des substances organiques qui sont utilisées au Canada principalement comme agents de teinture rouge pour les fibres synthétiques destinées aux textiles de vêtement ou de maison. Comme elles ont une structure et des utilisations semblables, le Disperse Red 179 et le DAPEP sont évalués ensemble dans ce rapport. Ces substances ne sont pas produites naturellement dans l&rsquo;environnement. Elles ne seraient pas non plus fabriquées au Canada, mais 400 kg de Disperse Red 179 et 100 kg de DAPEP auraient été importés au pays en 2006 pour être utilisés dans l&rsquo;industrie du textile.
Certaines hypothèses et les profils d&rsquo;utilisation déclarés au Canada permettent de croire que la plus grande partie de ces substances aboutit dans les sites d'enfouissement. On estime qu'environ 17 % du Disperse Red 179 et du DAPEP seraient rejetés dans l'eau, mais qu'il ne devrait y avoir aucun rejet dans l'air ni dans le sol. Le Disperse Red 179 et le DAPEP ont une très faible solubilité dans l'eau et dans l'octanol (selon les données modélisées et fondées sur des analogues). Ces substances sont présentes dans l'environnement surtout sous forme de matières particulaires fines non volatiles, qui sont plutôt stables chimiquement. Elles tendent à se déposer, sous l&rsquo;action de la pesanteur, soit dans les sédiments en cas de rejet dans des eaux de surface, soit dans le sol si la substance est rejetée dans l&rsquo;air.
D'après leurs propriétés physiques et chimiques ainsi que des données expérimentales sur la biodégradation, le Disperse Red 179 et le DAPEP devraient être persistants dans l'environnement, soit dans tous les milieux dans des conditions aérobies. Toutefois, de nouvelles données expérimentales sur des analogues, des données modélisées ainsi que l'avis des experts indiquent que ces teintures présentent un faible potentiel d'accumulation dans les tissus adipeux des organismes. Ces substances répondent donc aux critères de la persistance, mais non à ceux de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. En outre, de nouvelles données expérimentales sur la toxicité d&rsquo;analogues chimiques indiqueraient que ces substances ne causent pas d&rsquo;effets nocifs aigus chez les organismes aquatiques.
Aux fins de la présente évaluation préalable, deux scénarios d'exposition très prudents représentant les rejets dans le milieu aquatique provenant des utilisations par les industries et les consommateurs ont été appliqués. Le premier scénario simulait le déversement de Disperse Red 179 et de DAPEP dans le milieu aquatique suivant l'utilisation des deux teintures par une installation industrielle. Quant au second scénario, il simulait le déversement de Disperse Red 179 et de DAPEP dans le milieu aquatique suivant l'utilisation des substances par les consommateurs (comme la lessive). Les concentrations environnementales estimées dans l'eau pour chaque scénario étaient inférieures aux concentrations estimées sans effet calculées pour les organismes pélagiques.
D'après les renseignements disponibles, le Disperse Red 179 et le DAPEP ne répondent à aucun des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).
Ces substances s&rsquo;inscriront dans la mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.
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 la 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. Selon les résultats d'une évaluation, les ministres peuvent proposer de n'entreprendre aucune action à l'égard de la substance, de l'ajouter à la Liste des substances d'intérêt prioritaire (LSP) en vue d'une évaluation plus détaillée ou de recommander son inscription sur la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la Loi et, s'il y a lieu, sa quasi-élimination.
D'après les informations obtenues dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont identifié un certain nombre de substances hautement prioritaires pour lesquelles entreprendre une action. Ces substances comprennent celles qui
répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on pense être commercialisées au Canada et/ou
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), qui encourageait l'industrie et les autres intervenants intéressés à fournir dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques et à élaborer les meilleures pratiques en matière de gestion des risques et en intendance des produits pour les substances jugées hautement prioritaires.
Les substances 3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile (Disperse Red 179) et 3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile (DAPEP), ont été identifiées comme hautement prioritaires pour l'évaluation du risque écologique, car elles se sont révélées persistantes, bio-accumulatives et naturellement toxiques pour les organismes aquatiques et sont supposées être commercialisées au Canada. Le Défi portant sur ces substances a été publié dans la Gazette du Canada le 30 août 2008 (Canada, 2008). En même temps, un profil pour chaque substance a été publié. Ces profils présentaient les informations techniques obtenues avant décembre 2005 et sur lesquelles reposait leur catégorisation. En réponse au Défi, des soumissions d'informations relatives à la persistance, au danger et à l'utilisation de ces substances ont été reçues.
Bien que le Diperse Red 179 et le DAPEP aient été déterminés comme hautement prioritaires pour l'évaluation par rapport à l'environnement, ils ne répondaient pas aux critères du plus fort risque d'exposition ou du risque d'exposition intermédiaire et un danger élevé pour la santé humaine d'après les classifications de cancérogénicité, de génotoxicité, de toxicité pour le développement ou la reproduction établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux. Par conséquent, cette évaluation est principalement centrée sur les renseignements correspondant à l'évaluation des risques écologiques.
Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de définition d'un produit chimique comme toxique, au sens de l'article 64 de la Loi, dans lequel
« 64. [&hellip;] une substance est toxique si elle pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à
b) constituer un danger pour l'environnement essentiel à la vie;
Les évaluations préalables étudient les renseignements scientifiques et tirent des conclusions en intégrant sur la méthode du poids de la preuve et le principe de précaution.
La présente ébauche d'évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données relatives à l'évaluation préalable de cette substance ont été identifiées dans la bibliographie originale, la revue et les documents d'évaluation, les rapports de recherche des parties prenantes et dans la bibliographie récente, jusqu'au 30 avril 2009, pour les articles écologiques de ce document. Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. Les informations disponibles et pertinentes présentées dans les évaluations du danger d'autres juridictions ont été prises en compte. L'ébauche d'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Elle présente plutôt les études les plus critiques et les éléments de preuve relatifs à la conclusion.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP sont évalués ensemble dans ce rapport d'évaluation préalable. Les données sur les propriétés physiques et chimiques de ces teintures manquent et vu les similitudes de leur structure et de leur usage respectifs, des analogues acceptables ont été identifiés et possèdent des données pertinentes soutenant l'évaluation écologique de ces deux teintures.
Cette ébauche d'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. Cette évaluation préalable a fait l'objet d'une consultation et d'une étude consignée par des pairs. Alors que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.
Pour les besoins de ce document, la substance 3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile- (no CAS 16586-42-8), sera appelée Disperse Red 179, au lieu de NBATP, qui était utilisé dans le profil de substance. Le « Disperse Red 179 » est défini par l'Indice de couleur (CII 2002&minus; ) comme une combinaison de deux numéros de registre CAS (no CAS 16195-64-8 et no CAS 61951-64-2). Toutefois, aucune substance chimique n'est associée au no CAS 16195-64-8 (NCI, 2009), indiquant que ce no CAS n'est probablement pas listé sur le Chemical Abstracts Service, alors que le no CAS 61951-64-2 est structurellement identique au no CAS 16586-42-8 (NCI, 2009). L'indice de couleur indique qu'un produit chimique particulier peut avoir plus d'un numéro de CAS, notamment dans le domaine des teintures, selon que le produit chimique a été déclaré au Chemical Abstracts sous son nom chimique complet ou sous son nom C.I. générique (CII, 2002&minus; ). Ainsi, dans cet exemple particulier, le no CAS 61951-64-2 est considéré correspondre uniquement au nom C.I. Disperse Red 179, alors que le no CAS 16586-42-8 correspond en fait au nom chimique 3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile]. Par conséquent, le Disperse Red 179 n'est pas un mélange de deux numéros CAS, mais un produit chimique discret listé sous le no CAS 16586&shy;42&shy;8 (voir le tableau 1a).
La substance 3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile (no CAS 25176-89-0), est parfois appelée Disperse Red 153. Toutefois, le Disperse Red 153, qui est enregistré sous le no CAS78564-87-1 (CI 111370), est en fait un mélange de deux isomères structurels (Nakagawa, 1996; CII, 2002&minus; ). Ces deux isomères sont le DAPEP, qui est enregistré sous le no CAS 25176-89-0 (CI 111371) et une autre substance, qui ne possède pas de numéro CAS enregistré, mais a un numéro d'enregistrement d'Indice de couleur, CI 111372 (CII 2002&minus; ). Ces deux substances sont des isomères structurels (même formule chimique); par conséquent, on anticipe que les propriétés du mélange chimique ressemblent fortement à celles du DAPEP. Pour les besoins de ce document, le no CAS 25176-89-0 sera appelé DAPEP (voir le tableau 1b).
Tableau 1a. Identité de la substance pour le Disperse Red 179
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS)
Noms1 du National Chemical Inventories (NCI)
3-[Éthyl[3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] amino]propiononitrile- (TSCA)
3-[Éthyl[3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] amino]propiononitrile- (AICS, PICCS, ASIA-PAC)
3-[Éthyl[3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] amino]propiononitrile (EINECS, ECL)
C.I. Violet Disperse 052 (ECL)
C.I. ROUGE DISPERSE 179 (PICCS)
3-[N-Ethyl-4-[(6-nitro-2-benzothiazolyle)azo]-m-toluidino]propionitrile
C.I. 112290, C.I. Violet Disperse 52
Rouge Disperse79, Violet Disperse 52
Kayalon Polyester Rubine BL-S
Kayalon Polyester Rubine BL-S 200
Propionitrile, 3-[N-éthyl-4-[(6-nitro-2-benzothiazolyl)azo]-m-toluidino]-
3-(éthyle{3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényle}amino)propiononitrile
Groupe chimique (LIS)
Colorant azoïque organique dispersé
Principale sous-classe chimique
Colorant benzothiazole mono-azoïque
C19H18N6O2S
N(=O)(=O)c(ccc(nc(N=Nc(c(cc(N(CCC(#N))CC)c1)C)c1)s2)c23)c3
1 National Chemical Inventories (NCI), 2009; AICS (Inventaire australien des substances chimiques); ASIA-PAC (Listes des substances Asie-Pacifique); ECL (Liste coréenne des produits chimiques existants); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); PICCS (Inventaire philippin des produits et des substances chimiques); TSCA (Inventaire des substances chimiques de la Loi sur le contrôle des substances toxiques).
2 Simplified Molecular Line Input Entry System (SMILES).
Tableau 1b. Identité de substance pour le DAPEP
3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propiononitrile- (AICS, PICCS, ASIA-PAC)
3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl]éthylamino]propiononitrile (EINECS)
3-[[4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] éthylamino]propionontrile (PICCS)
Propionitrile, 3-[p-[(5,6-dichloro-2-benzothiazolyl)azo]-N-ethylanilino]-
3-({4-[(5,6-Dichlorobenzothiazol-2-yl)azo]phényl}éthylamino)propiononitrile
C18H15Cl2N5S
c12N=C(N=Nc3ccc(N(CC)CCC(#N))cc3)Sc1cc(Cl)c(Cl)c2
404,32 g/mol
1 National Chemical Inventories (NCI), 2009; AICS (Inventaire australien des substances chimiques); ASIA-PAC (Listes des substances Asie-Pacifique); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); PICCS (Inventaire philippin des produits et des substances chimiques).
Peu de données expérimentales sont disponibles pour le Disperse Red 179 ou le DAPEP. Lors de l'atelier sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) parrainé par Environnement Canada en 1999 (Environnement Canada, 2000), les experts en modélisation invités ont identifié de nombreuses classes structurelles de pigments et de teintures en « difficiles à modéliser », à l'aide des RQSA. Les propriétés physiques et chimiques de plusieurs classes structurelles de teintures et de pigments (y compris les teintures acides et dispersées) ne sont pas soumises à une prédiction de modèles, car elles sont considérées comme « hors du domaine de modèles d'applicabilité » (par exemple les domaines de paramètres structurels et/ou de propriété). En conséquence, pour déterminer l'utilité potentielle, les domaines d'applicabilité des domaines RQSA aux teintures et aux pigments sont évalués au cas par cas.
Environnement Canada a considéré qu'il n'est généralement pas approprié d'utiliser les modèles RQSA pour prédire les propriétés physiques et chimiques du Disperse Red 179 ou du DAPEP et a par conséquent utilisé une méthode d'analyse « données déduites à partir d'analogues » pour déterminer les propriétés physiques et chimiques approximatives dans le tableau 2. Ces propriétés ont par la suite été utilisées pour une modélisation plus poussée et des éléments de preuve dans cette évaluation. Le tableau 2 donne certaines propriétés physiques et chimiques expérimentales et extrapolées du Disperse Red 179 et du DAPEP.
Un analogue est un produit chimique structurellement similaire à la substance en évaluation et doit par conséquent avoir des propriétés physiques et chimiques similaires, un comportement similaire dans l'environnement et/ou une toxicité similaire. Lorsque ce sont des données expérimentales pour un paramètre donné d'une substance analogue, celles-ci peuvent être directement utilisées ou avec un ajustement, comme estimation de cette valeur de paramètre pour la substance en cours d'évaluation.
Pour trouver des analogues acceptables, une revue des données pour plusieurs colorants azoïques dispersés a été effectuée (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987; Baughman et Perenich, 1988; Savarino et al., 1989; Yen et al., 1989; Yen et al., 1991; Brown, 1992; Peters et Gbadamosi, 1992; Peters et al., 1992; ETAD, 1995; Sijm et al., 1999; Maradiya, 2004). Ces composés possèdent des similitudes structurelles au Disperse Red 179 et au DAPEP, mais partagent également d'autres caractéristiques importantes qui en font des analogues convenables. Ces dernières comprennent des propriétés affectant leur devenir dans l'environnement, comme des masses moléculaires élevées (généralement &gt; 320 g/mol), des diamètres transversaux similaires (de 1,31 à 2,11 nm), des structures de particules solides, une décomposition à plus de 110 °C et une « dispersibilité » dans l'eau (c.-à-d. pas réellement « solubles »). De plus, elles ont une pression de vapeur négligeable et sont conçues pour être stables en conditions environnementales.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP peuvent être utilisés comme analogues l'un pour l'autre en raison de la similitude de leur structure chimique et de leur masse moléculaire. Les deux substances contiennent les groupes fonctionnels azoïque, benzothiazyle et cyanuré et tous deux sont utilisés comme colorants pour textiles. Cependant, il faut s'attendre à de légères différences de propriétés physiques et chimiques et de comportement entre les deux substances. On prévoit que le Disperse Red 179 a une plus grande solubilité dans l'eau et un plus faible log Koe que le DAPEP en raison de la présence d'un groupe nitré fixé à son noyau benzothiazyle. De façon similaire, les deux atomes de chlore fixés au groupe benzothialzyle du DAPEP vont probablement diminuer sa solubilité dans l'eau et augmenter son log Koe.
Le tableau 2 contient les propriétés physiques et chimiques expérimentales et modélisées du Disperse Red 179 et du DAPEP, ainsi que des analogues structurels qui se rapportent à leur devenir dans l'environnement.
Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du Disperse Red 179, du DAPEP et d'analogues disponibles
Environnement Canada, 2009a
Sarex Overseas, 1995
(no CAS 78564-87-1)
Poudre ou granulé rougeâtre
S.M.S Technology, non daté
Point de fusion2 (°C)
177-1803
Peters et Gbadamosi, 1992
No CAS inconnu
(Isomère structurel du DAPEP)
181-1824
68133-69-7
Yen et al., 1989
Sijm et al., 1999
Maradiya, 2004
68083-97-6
126,9-128,5
ETAD, 2005
Colorants benzothiazyles azoïques dispersés
Données déduites à partir d'analogues
141-269
Savarino et al., 1989
Point d'ébullition5 (°C)
Colorants azoïques dispersés
5.33 × 10-12 à 5,33 × 10-5
(4 ×10-14 à
4 × 10-7 mm Hg)
Données déduites à partir d'analogues6
10-8 à 0,1
(10-13 à 10-6
atm m3/mol)
Log Koe (coefficient de partage octanol-eau) (sans dimensions)
Modelisé7
KOWWIN, 2000
4,6 (± 3,35)8
1,79 à 5,07
&gt; 2 à 5,1
de 3,74 à &gt; 5,8
Log Koe (coefficient de partage du carbone organique) (sans dimensions)
Données déduites à partir d'analogues, calculé10
Modélisé11
0,0119 18
WATERNT, 2002
0,004 2083
0,021 ± 0,004
0,690 ± 0,17012
0,0079 ± 0,0014
1,19 × 10-5 à 35,46
81 à 2 430
14,1 à 3 000
pKa (constante de dissociation d'acide) (sans dimensions)
ACD/pKa DB, 2005
1 Les valeurs extrapolées utilisées pour le Disperse Red 179 et le DAPEP sont basées sur l'évidence sur les teintures dispersées présentées à Environnement Canada dans le cadre des Règles de notification des nouvelles substances (Produits chimiques et polymères) (ETAD, 1995) et les preuves disponibles auprès d'autres analogues de teinture dispersée trouvées dans la littérature.
2; L'expression « point de fusion » est utilisée, mais serait mieux définie par un point de décomposition, car les teintures dispersées sont connues pour se carboniser à de fortes températures (supérieures à 200 °C) au lieu de fondre.
3 La valeur inférieure du point de fusion mesurée par Peters et Gbadamosi (1992) peut provenir d'une erreur analytique ou d'une variation dans les mesures.
4 Cette valeur de point de fusion se réfère à l'isomère structurel du no CAS 25176-89-0 qui, avec le DAPEP, constitue le mélange no CAS 78564-87-1.
5 Le point d'ébullition ne s'applique généralement pas aux teintures dispersées. Pour les teintures en poudre, la carbonisation ou la décomposition interviennent à de fortes températures au lieu de bouillir. Pour les liquides et les pâtes, l'ébullition ne se produit que pour le composant solvant, alors que le solide non évaporé se décompose ou se carbonise (ETAD, 1995).
6 La solubilité de plusieurs teintures dispersées à 25 et 80 °C a été utilisée par Baughman et Perenich (1988) pour calculer la constante de la Loi de Henry pour ces teintures. Ces valeurs sont présentées ici sous forme de plage, afin d'illustrer la constante attendue de la Loi de Henry pour le Red Disperse 179 et le DAPEP.
7 Ces valeurs ont été modélisées à l'aide de la « Méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de KOWWIN (2000), qui estimait le log Koe des substances d'après la valeur expérimentale du log Koe de 4,08 pour le no CAS analogue 68133-69-7 (Sijm et al., 1999).
8 Les valeurs expérimentales du log Koe ont été mesurées par Yen et al., (1989) au point de saturation de la teinture, à l'aide de la méthode d'équilibrage des lots. Cette valeur est faiblement fiable, dans la mesure où les systèmes de lots ne sont pas l'idéal pour déterminer de grands coefficients de partage (Yen et al., 1989).
9 Cette valeur expérimentale du log Koe (qui représente une estimation de limite inférieure) a été déterminée à l'aide de la méthode de brassage lent (De Bruijn et al., 1989).
10 Les valeurs du log Kco sont basées sur des calculs réalisés par Baughman et Perenich (1988) à l'aide d'une plage de solubilités mesurées pour des teintures commerciales et un point de fusion supposé de 200 °C.
11 Ces valeurs ont été modélisées à l'aide de la « Méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de WATERNT (2002), qui estimait la solubilité des substances dans l'eau d'après les valeurs de solubilité dans l'eau du no CAS analogue 68133-69-7. La solubilité dans l'eau de l'analogue (0,0485 55 mg/L) est une moyenne géométrique des valeurs expérimentales de solubilité du no CAS 68133-69-7 (Sijm et al., 1999).
12 La variation de la valeur de solubilité dans l'eau s'explique par la forme polymorphe de la structure cristalline des teintures. Chaque forme morphologique possède son propre point de fusion et son enthalpie de fusion, ce qui donne une solubilité différente (Sijm et al., 1999).
Les informations structurelles sur les analogues azoïques dispersés du Disperse Red 179 et du DAPEP sont présentées dans les tableaux 3a et 3b. Certaines propriétés physiques et chimiques (voir le tableau 2), données empiriques de bioaccumulation (tableau 6) et données empiriques de toxicité (voir le tableau 7) de ces analogues ont été utilisées en soutien au poids de la preuve et aux décisions proposées dans cette ébauche d'évaluation préalable.
Tableau 3a. Informations disponibles sur les analogues structurels, le Disperse Red 179 et le DAPEP
Structure de l'analogue
Persistance, toxicité aquatique
3-[Éthyl[3-méthyl-4-[(6-nitrobenzothiazol-2-yl)azo]phényl] amino]propiononitrile-
Propanenitrile, 3-((2-(acétyloxy)éthyl)(4-(2-(6-nitro-2-
benzothiazolyl) diazényl)phényl) amino)-
Point de fusion, solubilité dans l'octanol, solubilité dans l'eau, log Koe
70198-17-3
Ethanol, 2-((4-(2-(6-chloro-2-
benzothiazolyl) diazenyl)phényle) éthylamino)-, 1-acétate
Propanenitrile, 3-[[2-(acétyloxy)éthyle][4-[(2,6-dichloro-4-nitrophényl)azo]phényl]amino]-
Facteur de bioconcentration (FBC), toxicité aquatique
3-(Ethyl(4-((4-nitrophényl)azo)phényl)amino)propanenitrile
Ethanol, 2,2¢-((3-méthyl-4-(2-(4-
nitrophényl)diazényl) phényl)amino)bis-
2-((4-((2-Cyanoéthyl) éthylamino)phényl)azo)-5-
Il faut noter qu'il existe plusieurs incertitudes associées à l'utilisation des données physiques, chimiques, toxicologiques et de bioaccumulation disponibles pour les substances présentées dans le tableau 3a. Toutes ces substances appartiennent à la même classe chimique de teintures azoïques dispersées (avec la liaison azoïque caractéristique) et sont utilisées à des fins industrielles similaires. Toutefois, il existe des différences entre ces substances associées à leurs différences de taille moléculaire et leur groupe fonctionnel unique, notamment la présence ou l'absence des groupes fonctionnels benzothiazyle, cyano, nitro et/ou ester, ou la présence d'atomes halogènes, comme du chlore sur l'un des noyaux aromatiques. De plus, des différences de résultats pour des substances peuvent également être dues à une erreur analytique pendant le test. Il en résulte que ces analogues ont déterminé empiriquement des concentrations de solubilité dans l'eau qui s'étalent sur quatre ordres d'importance, de 10-5 à 0,69 mg/L. En raison de cette variabilité que l'on interprète difficilement, une attention doit être apportée en utilisant ces valeurs. Il serait préférable d'utiliser des données empiriques (par exemple, pour la solubilité dans l'eau et le log Koe) spécifiques des substances. Toutefois, en raison du manque de données dans tous les domaines pour les teintures dispersées monoazoïques au benzothiazyle, les données analogues présentées peuvent être considérées comme la seule preuve raisonnable pour l'évaluation de ces deux substances.
Tableau 3b. Comparaison des analogues structurels avec le Disperse Red 179 et le DAPEP1
Similitude de structure
Diamètre transversal minimum-maximum
(DMax) en nm
Avec le Disperse Red 179 (%)
Avec le DAPEP
16586-42-9
1,31 à 2,11
1,41 à 2,08
1,96 à 2,32
1,87 à 2,31
1,40 à 2,10
1 ChemID Plus (2009); valeur présentée si &gt; 60 %.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP ne sont pas naturellement produits dans l'environnement.
Des informations récentes ont été recueillies dans des études sur le domaine menées pendant les années 2005 et 2006 dans le cadre des avis de la Gazette du Canada publiés en application de l'article 71 de la LPCE 1999 (Canada, 2006b, 2008). Ces avis réclamaient des données sur la fabrication canadienne et les quantités des substances importées au Canada. Dans l'avis pour 2006, des données étaient également réclamées sur les quantités de Disperse Red 179 et de DAPEP utilisées.
En réponse à l'avis en application de l&rsquo;article 71 de la LCPE (1999) pour l'année civile 2006, aucune fabrication de Disperse Red 179 ou de DAPEP n'a été signalée au-delà du seuil de 100 kg/an. Toutefois, une seule entreprise signalait l'importation de 400 kg de Disperse Red 179 et 100 kg de DAPEP au Canada en 2006 (le pays exportateur n'a pas été identifié) (Environnement Canada, 2009a). En outre, deux parties prenantes étaient identifiées comme ayant un intérêt pour ces substances.
Les informations reçues en réponse à l'avis en application de l&rsquo;article 71 de la LCPE (1999) pour l'année civile 2005 déterminaient qu'entre 100 et 1000 kg de Disperse Red 179 étaient commercialisés au Canada (Environnement Canada, 2006). Aucun rapport de fabrication ou d'importation de DAPEP au Canada, supérieure ou égale au seuil de 100 kg au cours de l'année civile 2005 n'a été reçu en réponse au même avis (Environnement Canada, 2006). Toutefois, une partie prenante a été identifiée comme ayant un intérêt pour ces substances.
Les quantités signalées dans la Liste intérieure des substances (LIS) comme fabriquée, importée ou commercialisée au Canada au cours de l'année civile 1986 pour le Disperse Red 179 se situaient entre 1 000 et 10 000 kg. Les quantités signalées dans la LIS comme fabriquées, importées ou commercialisées au Canada au cours de l'année civile 1986 pour le DAPEP se situaient entre 100 et 1 000 kg.
La production de Disperse Red 179 aux États-Unis a été estimée entre 10 000 et 500 000 livres au cours de chacune des années suivantes : 1986, 1990, 1994 et 1998 (US EPA, 2009). Toutefois, aucune quantité n'a été signalée pour 2002 (US EPA, 2009). Le DAPEP n'a pas été produit aux États-Unis pendant cette période (US EPA, 2009).
Les informations sur les utilisations au cours des années civiles 2005 et 2006 ont été rassemblées en réponse à l'avis en application de l&rsquo;article 71 de la LCPE (1999) (Canada, 2006b, 2008).
En 2006, l'entreprise qui importe le Disperse Red 179 et le DAPEP a identifié son activité comme « Distributeur en gros de produits chimiques et produits associés (sauf agricoles) ». Le Disperse Red 179 est signalé comme étant utilisé comme teinture dans le colorant chimique Foron Rubine RD-S, alors que le DAPEP est utilisé dans le colorant chimique Foron Scarlet RD-S (Environnement Canada, 2009a). Le Disperse Red 179 a été signalé dans le commerce au Canada en 2005, dans le même groupe d'activités appelé « Distributeur en gros de produits chimiques (sauf agricoles) et de produits associés » (Environnement Canada, 2006).
Les codes LIS d'utilisation suivants ont été identifiés pour le Disperse Red 179 pendant la dénomination LIS (1984-1986) : « Colorant - pigment/teinture/colorant/encre » et « Textile, Produit ». Seul le code d'utilisation de LIS « Colorant - pigment/teinture/colorant/encre » a été identifié pour le DAPEP.
Une revue des informations scientifiques et techniques disponibles indique que le Disperse Red 179 et le DAPEP sont utilisés comme colorants rouges dans l'industrie textile (Environnement Canada, 2009a). Le Disperse Red 179 et le DAPEP peuvent être utilisés comme agents de teinture pour les fibres synthétiques comme le polyester et le nylon dans les vêtements et les textiles domestiques (CII 2002&ndash; ; Choi et al., 2007; Environnement Canada, 2009a).
Selon les informations reçues en réponse à l'avis en application de l&rsquo;article 71 de la LCPE (1999), pour l'année 2006, le rejet direct le plus important de colorant dans l'environnement a lieu dans l'industrie textile après le processus de teinture, lorsque le colorant non fixé est éliminé des fibres et rejeté avec les eaux usées. La plupart des usines textiles au Canada rejettent leurs eaux usées vers des stations de traitement avec des capacités primaires ou secondaires, soit municipales, soit situées sur leurs installations (Environnement Canada, 2009a).
Pour estimer les rejets potentiels de substances dans l'environnement à différent stades de leur cycle de vie, un débitmètre massique a été développé (Environnement Canada, 2009b). Les données empiriques sur les rejets de substances particulières dans l'environnement sont rarement disponibles. En conséquence, pour chaque type d'utilisation identifié pour la substance, la proportion et la quantité rejetée vers les divers milieux naturels sont estimées, comme c'est le cas pour la proportion de substance chimiquement transformée ou envoyée pour l'élimination des déchets.À moins que des informations particulières sur le taux ou le potentiel de rejet de la substance issue de décharges et d'incinérateurs soient disponibles, le débitmètre massique ne prend pas en compte quantitativement les rejets hors site vers l'environnement, issus de sites d'élimination des déchets.
Les hypothèses et les paramètres d'entrée utilisés dans les estimations de rejet sont basés sur des informations tirées d'un certain nombre de sources, comprenant des réponses aux études règlementaires, de Statistique Canada, des sites Internet de fabricants, de bases de données et de documents techniques et d'informations et d'hypothèses professionnelles. Sont particulièrement pertinents les facteurs d'émission, qui sont généralement exprimés en fraction d'une substance rejetée dans l'environnement, notamment pendant sa fabrication, son traitement et l'utilisation associée avec des processus industriels. Les sources de ces informations comprennent des documents de scenarios d'émission, souvent développés sous les auspices de l'organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), et les hypothèses par défaut utilisées par différents organismes internationaux de règlementation des produits chimiques. On note que le niveau d'incertitude pour la masse de substance et la quantité rejetée dans l'environnement augmentent généralement vers la fin de son cycle de vie.
Tableau 4. Rejets et pertes estimés de Disperse Red 179 et de DAPEP dans les milieux naturels, transformation de produits chimiques pendant le cycle de vie et transfert vers des sites d'élimination des déchets, d'après le débitmètre massique
Proportion de la masse (%)1
Principal stade du cycle de vie impliqué2
Rejeté vers des milieux récepteurs :
Cycle de vie entier
Vers les eaux usées3
Fabrication de produits, usage domestique
Chimiquement transformés (incinération)
Transférés vers des sites d'élimination des déchets (par exemple, décharge, incinération)
1 Pour chaque substance, les informations issues des documents suivants de l'OCDE sur les scénarios d'émission ont été utilisées pour estimer les rejets dans l'environnement et la répartition de la substance, tel qu'il est résumé dans ce tableau : Formulation d'adhésifs (OCDE, 2004) et usines textiles de fabrication de laine (OCDE, 2007). Les hypothèses spécifiques utilisées dans le calcul de ces estimations sont résumées dans Environnement Canada (2009c) et dans Environnement Canada (2009d).
2 Stade(s) applicable(s) : production, formulation, usage industriel, usage domestique, durée de vie de l'article/produit, élimination des déchets.
3 Eaux usées avant toute forme de traitement sur site industriel ou hors site municipal.
D'après les informations de Statistique Canada et une analyse faite conjointement par Environnement Canada et Industrie Canada, il est reconnu que des colorants peuvent être importés dans des articles manufacturés. En suivant la proposition de Statistique Canada, un ratio de 30:70 (textiles manufacturés au Canada contre ceux importés) a été utilisé pour estimer la quantité de colorant importé en produits colorés (Environnement Canada, 2009a). Cette quantité importée était comprise dans les calculs du débitmètre massique.
Les résultats indiquent que le Disperse Red 179 et le DAPEP peuvent se trouver en grandes quantités dans des sites d'élimination de déchets (80,5 % ou 908 kg/an de Disperse Red 179 et 408 kg/an de DAPEP), en raison du rejet éventuel d'articles fabriqués qui en contiennent. Une petite fraction des déchets solides est incinérée, ce qui peut engendrer la transformation chimique de la substance. Surtout d'après les informations contenues dans les documents de scénarios d'émission de l'OCDE pour le traitement et les usages associés avec ce type de substance (OCDE, 2004, 2007), on estime que 17,1 % (192 kg/an de Disperse Red 179 et 87 kg/an de DAPEP) peuvent être rejetés dans les eaux usées, provenant principalement d'activités associées à leur usage industriel (7,9 %), mais également de la durée de vie de produits contenant les substances, comme les rejets associés à la blanchisserie (9,2 %). Bien que non pris en compte par le débitmètre massique, il faut noter que ces colorants peuvent s'appliquer aux terres agricoles et aux pâturages au Canada, en tant que composant des boues activées du traitement d'eaux usées, que l'on utilise fréquemment pour enrichir le sol.
Bien qu'une part importante des substances finisse dans des sites d'enfouissement (par l'élimination d'articles manufacturés), à partir desquels peut exister une fuite potentielle vers la nappe phréatique, le milieu aquatique est considéré comme milieu critique, puisque ni le Disperse Red 179, ni le DAPEP ne seront liés à une matière quelconque et tous deux auront par conséquent la possibilité d'être plus biodisponibles.
Comme l'indiquent les résultats du débitmètre massique (tableau 4), les substances Disperse Red 179 et DAPEP sont supposées être rejetées dans les effluents d'eaux usées au cours de processus industriels et d'usages domestiques (Environnement Canada, 2009c, 2009d). Les valeurs élevées du log Koe (analogues 4,08 à 4,6, données déduites à partir d'analogues &gt; 4 et valeurs modélisées 5,09 à 6,01) et du log Kco (données déduites à partir d'analogues 3,4 à 4,2) (voir le tableau 2) indiquent que ces substances peuvent avoir une affinité pour les solides. Toutefois, le log Kco est une valeur calculée (voir la note de bas de page 3 au-dessous du tableau 2) pour les colorants azoïques dispersés sans groupe benzothiazyle fonctionnel et le potentiel d'adsorption des structures particulaires solides de colorants n'est généralement pas bien compris. Par conséquent, le degré de ce comportement particulier pour les deux substances évaluées est incertain.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP ne se biodégradent pas rapidement en conditions aérobies (voir le tableau 5). Le Disperse Red 179 et le DAPEP sont utilisés sous forme de poudres avec une solubilité limitée dans l'eau (voir le tableau 2). En solution, le Disperse Red 179 et le DAPEP se comportent comme des bases, avec un très faible pKa estimé (respectivement 2,05 et 1,9; voir le tableau 2). Par conséquent les formes dissoutes de l'une ou l'autre substance ne devraient pas s'ioniser dans l'eau à des pH correspondant au milieu naturel (6 à 8 pour les eaux de surface). En raison de leur faible solubilité, ces substances devraient se comporter comme des dispersions colloïdales lorsqu'elles sont rejetées dans l'eau (Yen et al., 1991). On les trouvera par conséquent principalement sous forme solide ou adsorbée sur des particules en suspension et éventuellement enfoncées dans les sédiments du fond, où elles devraient rester sous une forme relativement indisponible biologiquement. Yen et al., (1989) ont conclu que les colorants dispersés ont tendance à s'accumuler en abondance dans les sédiments et les biotes, à moins qu'ils ne soient dégradés à des vitesses comparables à leur assimilation. Razo-Flores et al., (1997) ont établi qu'en raison de la nature récalcitrante des colorants azoïques dans les milieux aérobies, ils finissent éventuellement dans les sédiments anaérobies à cause de l'enfouissement des sédiments, dans les couches aquifères et dans la nappe phréatique. Yen et al., (1991) ont observé qu'un analogue azoïque benzothiazyle était transformé en conditions anaérobies dans les sédiments par hydrolyse et réduction, et ont conclu que la plupart des colorants azoïques ne persistent probablement pas dans les systèmes sédimentaires anaérobies.
La vitesse de volatilisation à partir de la surface de l'eau est proportionnelle à la constante de la loi de Henry (Baughman et Perenich, 1988). Baughman et Perenich (1988) précisent également que la volatilisation à partir de systèmes aquatiques ne représente pas un processus de perte important pour les colorants dispersés. Cette déclaration est conforme aux valeurs faibles à négligeables de données déduites à partir d'analogues de la constante de la loi de Henry (10-8 à 10-4 Pa·m3/mol; tableau 2), ainsi qu'à la faible pression de vapeur d'analogue (4,53 × 10-7; tableau 2). D'après ces données d'analogue et de données déduites à partir d'analogues pour les colorants azoïques dispersés, le transport dans l'air dû à la perte de cette substance issue de la surface de sols humides et secs ne devrait pas être important. Ces données sont cohérentes avec l'état physique (structure particulaire solide) du Disperse Red 179 et du DAPEP; cet état n'en fait probablement pas des candidats à la volatilisation.
Aucune donnée de suivi environnemental relative à la présence de Disperse Red 179 ou de DAPEP dans le milieu naturel canadien (air, eau, sol ou sédiments) n'a été identifiée.
Selon L'Association écologique et toxicologique des fabricants de colorants et de pigments organiques, les colorants sont, avec quelques exceptions, considérés essentiellement comme non biodégradables en conditions aérobies (ETAD, 1995). Une évaluation répétée de la biodégradabilité prête et inhérente à l'aide de tests de dépistage acceptés (voir les directives de l'OCDE pour les tests sur les produits chimiques) a confirmé cette hypothèse (Pagga et Brown, 1986; ETAD, 1992). D'après la structure chimique du Disperse Red 179 et du DAPEP, il n'existe aucune raison de soupçonner que la biodégradation sera différente de celle décrite en général pour les colorants (ETAD, 1995).
Certains colorants azoïques dispersés, comprenant les composés benzothiazyles, se sont révélés subir une dégradation anaérobie relativement rapide dans les sédiments en profondeur, où les conditions anoxiques prévalent (Yen et al., 1991; Baughman et Weber, 1994; Weber et Adams, 1995). Les colorants dispersés pénètrent le système aquatique principalement sous forme de dispersion de fines particules en suspension et s'installent éventuellement dans les couches aérobies des sédiments de surface, où ils vont persister jusqu'à ce que l'enfouissement des sédiments crée des conditions de réduction. La vitesse de dépôt des sédiments et l'importance de la bioturbation varient d'un site à l'autre et il est donc très difficile d'établir le temps de séjour des colorants dans les couches de sédiments aérobies. Il est toutefois probable que dans de nombreux cas il soit supérieur à 365 jours. Une fois sous conditions anaérobies ou de réduction, les colorants azoïques peuvent subir une dégradation rapide en constituants amines aromatiques substitués, comme l'ont démontré Yen et al., (1991) qui ont mesuré les valeurs de demi-vie de réduction dans des sédiments compactés à température ambiante, de 1,9 à 2,0 jours pour un colorant azoïque benzothiazyle (no CAS 68133-69-7). Toutefois, la plupart des organismes aquatiques ne sont pas supposés être exposés à ces produits de transformation après biodégradation dans les sédiments anoxiques profonds, en partie parce que le contact avec les sédiments anoxiques est susceptible d'être limité et en partie parce que les produits de dégradation d'amines sont supposés être irréversiblement liés aux sédiments et avoir par conséquent une très faible biodisponibilité (Weber et al., 2001; Colon et al., 2002). Par conséquent, les produits de dégradation ne présentent probablement pas de problème écologique.
Des données empiriques de biodégradation ont été soumises par le secteur en réponse à l'avis en application de l&rsquo;article 71 de la LCPE (1999), pour l'année civile 2006 (Environnement Canada, 2009a). Des études inhérentes de biodégradabilité qui ont évalué la biodégradabilité aérobie dans un milieu aquaux de Foron Rubin RD-S (produit commercial contenant du no CAS 16586-42-8) et du Disperse Red 153 (produit commercial contenant du no CAS 25176-89-0) ont déterminé qu'aucun composé n'était biodégradable (BMG, 2001, 2003a). Ces tests ont été effectués conformément aux directives de l'OCDE pour les tests sur les produits chimiques, test n° 302B-1992, « Biodégradabilité inhérente : Test de Zahn-Wellens/EMPA. » Bien que le protocole utilisé pour ces deux études était acceptable, subsiste un manque général d'information sur les substances utilisées pour chaque test. La solubilité des composés testés n'est signalée dans aucune étude. Dans la première étude, ni la proportion de Disperse Red 179 (no CAS 16586-42-8) dans le produit Foron Rubin RD-S du commerce, ni les autres composants de ce produit du commerce n'ont été signalés. Dans la deuxième étude, la proportion de DAPEP présent dans le Disperse Red 153 (no CAS 78564-87-1), qui est en fait un mélange de DAPEP et d'un autre isomère structurel (Nakagawa, 1996; CII 2002&minus; ), n'est pas indiquée.
L'absence de dégradation pourrait s'expliquer par l'inhibition bactérienne provoquée par la toxicité du Disperse Red 179 et du DAPEP. Toutefois, des études de tests d'inhibition de la respiration effectuées sur les mêmes composés selon les directives de l'OCDE pour les tests de produits chimiques, test n° 209-1984, ont déterminé que les boues activées ne montraient aucun effet toxique important de l'une ou l'autre substance (BMG, 2000a, 2003b). La CE20 et la CE80 pour le Foron Rubin RD-S (no CAS 16586-42-8) et le Disperse Red 153 (qui contient du no CAS 25176-89-0) ont été estimés comme étant respectivement supérieurs à 1 000 mg/L et 4 000 mg/L (BMG, 2000a, 2003b). D'après ces informations supplémentaires, les deux études inhérentes de biodégradabilité sont estimées acceptables, malgré le manque de clarté concernant la composition des substances test (voir l'annexe 1).
Le tableau 5a présente les données empiriques de biodégradation (BMG, 2001, 2003a) qui ne montre aucune biodégradation sur 28 jours dans un test inhérent de biodégradation pour le Foron Rubin RD-S et le Disperse Red 153. Ces tests indiquent que la demi-vie dans un milieu aqueux est probablement plus longue que 182 jours (6 mois) et que les substances sont par conséquent susceptibles de persister en conditions aérobies dans cette partie environnementale.
Tableau 5a. Données empiriques de dégradabilité inhérente pour le Disperse Red 179 et le DAPEP
Valeur de dégradation
Résultat de dégradation/ unités
Foron Rubin RD-S (Disperse Red 179)
Biodégradation à 28 jours/%
BMG, 2003a
à 28 jours/%
Alors que peu de données expérimentales sur la dégradation du Disperse Red 179 et du DAPEP sont disponiblese, une méthode RQSA basée sur le poids de la preuve a également été appliquée à l'aide des modèles de dégradation indiqués au tableau 5b. Bien que le rejet du Disperse Red 179 et du DAPEP doive se faire vers les eaux usées, leur temps de séjour dans la colonne d'eau, dû à leur faible solubilité et leur comportement comme dispersions colloïdales, peut être court avant qu'ils ne s'enfouissent dans les sédiments. Toutefois, vu le manque de données concernant cette question, la persistance dans l'eau a été principalement examinée à l'aide de modèles de prédiction RQSA pour la biodégradation. L'analyse suivante s'applique principalement à la portion de cette substance qui est présente dans l'environnement sous forme dissoute, en reconnaissant qu'une proportion importante pourrait probablement exister sous forme dispersée de particules solides. Le tableau 5b résume les résultats des modèles RQSA disponibles sur la dégradation dans l'eau du Disperse Red 179 et du DAPEP.
Tableau 5b. Données modélisées de dégradation du Disperse Red 179 et du DAPEP
et base du modèle
Biodégradation (aérobie)
BIOWIN, 2000
Sous-modèle 3 : Étude d'expert (biodégradation ultime)
1,4451 « Récalcitrant »
1,25491 « Récalcitrant »
Sous-modèle 5 : Probabilité linéaire du MITI
-0,46862
« Ne se biodégrade pas rapidement »
-0,33952
Sous-modèle 6 : Probabilité non linéaire du MITI
TOPKAT, 2004
« Se biodégrade lentement »
CATABOL, 2008
(demande biologique en oxygène)
% DBO = 3,3
« Se biodégrade très lentement »
% DBO = 3,1
1 Le résultat est une valeur numérique.
2 Le résultat est un pourcentage de probabilité.
Les résultats du Tableau 5b montrent que les deux modèles BIOWIN de probabilité (5 et 6) supposent que ces substances ne se biodégradent pas rapidement et que leur demi-vie dans l'eau serait &gt;182 jours. En fait, les deux résultats de probabilité sont inférieurs à 0,3, le seuil suggéré par Aronson et al., (2006) pour identifier des substances comme ayant une demi-vie &gt; 60 jours (d'après les modèles de probabilité du MITI). Le dernier résultat (BIOWIN 3) de modèle d'étude de « récalcitrant » est supposé signifier 180 jours (US EPA, 2002; Aronson et al., 2006). La conclusion générale de BIOWIN (2000) est que ces substances ne sont pas facilement biodégradables.
D'autres modèles récents de dégradation (CATABOL et TOPKAT) prévoient que le Disperse Red 179 et le DAPEP ne subissent pas de minéralisation dans une période de 28 jours, avec une probabilité ou une importance de biodégradation dans les limites des produits chimiques très persistants. Le TOPKAT, qui simule le test de biodégradation sur 28 jours du MITI japonais, a produit une probabilité de 0 pour les deux substances. Ce résultat est inférieur au seuil suggéré pour les substances persistantes dans ce modèle (&lt; 0,3) (0,7 est suggéré pour les produits chimiques non persistants) (TOPKAT, 2004). CATABOL ne prévoyait qu'un taux de biodégradation, respectivement de 3,3 % et 3,1 % pour le Disperse Red 179 et le DAPEP, d'après le test de biodégradation prêt de l'OCDE 301 (% DBO). Ceci a été suggéré comme signifiant « probablement persistant » (Aronson et Howard, 1999) et ayant une demi-vie dans l'eau &gt; 182 jours. Il est cependant noté que la prévision du Topkat pour le Disperse Red 179 et celle du Catabol pour le DAPEP sont en dehors des « domaines totaux », mais à l'intérieur de leurs domaines structurels. Par conséquent, ce sont des prévisions considérées comme crédibles.
Lorsque les résultats des tests empiriques de dégradation inhérente, ainsi que les modèles de prévisions, sont pris en compte ensemble, il existe un consensus suggérant que la demi-vie de dégradation ultime dans l'eau est &gt; 182 jours, ce qui est cohérent avec ce à quoi on pourrait s'attendre pour les produits chimiques utilisés comme colorants dispersés (c.-à-d. fabriqués pour être relativement insolubles et durables). En utilisant un ratio de 1:1:4 pour l'extrapolation des demi-vies eau:sol:sédiment (Boethling et al., 1995), la demi-vie dans le sol est également &gt; 182 jours et la demi-vie dans les sédiments oxiques est &gt; 365 jours.
D'après les résultats des données expérimentales, la modélisation prédictive et l'avis des experts (ETAD, 2005), le Disperse Red 179 et le DAPEP répondent aux critères de persistance dans l'eau et le sol (demi-vies dans le sol et l'eau &ge; 182 jours et demi-vie dans les sédiments &ge; 365 jours), comme énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
Aucune donnée de facteur expérimental de bioaccumulation (FBA) et/ou de facteur de bioconcentration (FBC) pour le Disperse Red 179 ou le DAPEP n'étaient disponibles; par conséquent, des données empiriques de tests de bioconcentration pour les poissons utilisant la substance analogue Disperse Orange 30 (Shen et Hu, 2008) ont été utilisées pour déterminer le potentiel de bioaccumulation des substances sujettes à cette évaluation.
La structure chimique et le poids moléculaire du Disperse Orange 30 sont similaires à ceux du DAPEP et particulièrement du Disperse Red 179, avec les plus grandes différences étant que le Disperse Orange 30 possède un groupe ester, mais ne possède pas de groupe fonctionnel benzothiazyle. La biodisponibilité de la plupart des colorants dispersés est généralement considérée comme très faible (et ceci limite le potentiel de bioaccumulation); toutefois, uniquement d'après des considérations structurelles, il est probable que le potentiel de bioaccumulation du DAPEP soit légèrement supérieur au potentiel de bioaccumulation du Disperse Red 179, en raison de la présence de deux atomes de chlore sur son groupe benzothiazyle.
Une étude de bioconcentration du Disperse Orange 30 a révélé qu'il est peu susceptible de s'accumuler dans les poissons (Shen et Hu, 2008). Cette étude a été effectuée conformément aux directives de l'OCDE pour les tests sur les produits chimiques, test n° 305B-1996, Bioconcentration : test semi-statique sur les poissons. La bioconcentration du Disperse Orange 30 chez le poisson zèbre (Brachydanio rerio) a été déterminée par un test semi-statique sur 28 jours, avec renouvellement du milieu de test tous les deux jours. Un test d'exposition à une concentration nominale de 20 mg/L (concentration moyenne mesurée de 0,028 ~ 0,28 mg/L) a été réalisé (conformément au résultat d'un test de toxicité aiguë sur les poissons), dans le but de vérifier le potentiel de bioconcentration de la substance testée. Des échantillons des deux solutions de test et des organismes d'essai ont été pris du 26e jour au 28e jour de la période de test d'exposition sur 28 jours. Les échantillons ont été préparés en extrayant le composant lipidique des poissons testés. La concentration mesurée de la substance de test, le contenu lipidique des poissons et le calcul du facteur de bioconcentration sont rapportés dans le tableau 6a.
Tableau 6a. Concentration mesurée du Disperse Orange 30, contenu lipidique des poissons et calcul du facteur de bioconcentration
Concentration mesurée de la substance de test dans les solutions extraites (mg/L)
Contenu de la substance test dans les lipides du poisson (mg)
Poids total du poisson (g)
Concentration de la substance test dans le Cp du poisson (mg/kg)
Concentration mesurée de la substance test dans le Ce de l'eau (mg/L)
Contenu lipidique du poisson (%)
Facteur de bioconcentration moyen
L'étude de Shen et Hu (2008) a été révisée et considérée comme acceptable (voir l'annexe 1). Le manque de détection dans les extraits de poissons (&lt; 0,028 mg/L) suggère une solubilité limitée dans les lipides et/ou un potentiel limité de partage dans les tissus des poissons des systèmes aqueux (plus probablement les deux). Toutefois, il existe une incertitude associée aux valeurs limites dans toute étude, car la « vraie » valeur n'est pas connue.
Étant donné la structure de la substance et le comportement probable de cette classe de colorants dispersés dans les systèmes aqueux, un faible résultat de facteur de bioconcentration est probable. La plupart des colorants dispersés, comme leur nom l'indique, existent sous forme de particules susceptibles de dispersion, avec des fractions vraiment solubles limitées. La solubilité peut toutefois être augmentée en ajoutant des groupements fonctionnels polaires à la molécule. Le Disperse Orange 30 contient certains de ces groupes de solubilisation (nitreux) et l'on peut donc s'attendre à un certain degré de solubilité dans l'eau. Par conséquent, avec un point de fusion de 128,5 °C (donnée expérimentale la plus élevée du tableau 2) et un log Koe expérimental de 4,2 (tableau 2), la solubilité prévue dans l'eau (WSKOWWIN, 2000) (corrigée du point de fusion et du log Koe) est de 0,176 mg/L, ce qui est comparable à la limite de détection aqueuse de l'étude et en accord général avec la valeur expérimentale de 0,07 mg/L signalée par Brown (1992). En utilisant une solubilité dans l'eau de 0,176 mg/L et la concentration de 0,81 mg/kg pour les poissons, le facteur de bioconcentration peut être calculé comme &lt; 100.
L'étude ci-dessus sert de première preuve pour soutenir le manque de potentiel de bioaccumulation du Disperse Red 179 et du DAPEP et d'autres recherches soutiennent cette conclusion. Anliker et al., (1981) ont signalé des valeurs expérimentales de bioaccumulation chez les poissons pour 18 colorants mono azoïques dispersés, obtenues selon les méthodes de test spécifiées par le ministère japonais du commerce international et de l'industrie (MITI). Exprimé en fonction du poids du corps humide des poissons, ces facteurs log de bioaccumulation allaient de 0,00 à 1,76 (Anliker et al., 1981). Les numéros d'enregistrement des produits chimiques et les structures chimiques n'ont pas été signalés dans cette étude et limitent par conséquent l'utilité de cette étude pour les besoins de données déduites à partir d'analogues liés au Disperse Red 179 et au DAPEP. Toutefois, les études de suivi, qui fournissaient les structures chimiques pour les colorants dispersés testés, ont confirmé un faible potentiel de bioaccumulation pour 10 colorants nitro&shy;azoïques, avec des facteurs logarithmiques de bioaccumulation allant de 0,3 à 1,76 (Anliker et Moser, 1987; Anliker et al., 1988). Des études disponibles du MITI soutiennent également un faible potentiel de bioaccumulation pour les colorants azoïques dispersés. Les facteurs de bioconcentration pour 3 colorants azoïques dispersés (no CAS 40690-89-9, 61968&shy;52-3 et 71767-67-4) testés à une concentration de 0,01 mg/L se situaient dans la plage &lt; 0,3 à 47 (MITI, 1992). Une étude d'accumulation effectuée par Brown (1987) a également montré qu'aucun des 12 colorants dispersés testés ne s'accumulait pendant une étude sur huit semaines sur des carpes.
De plus, puisque aucune donnée de facteur expérimental de bioaccumulation n'était disponible pour le Disperse Red 179 ou le DAPEP et/ou les données de facteur de bioconcentration qui étaient disponibles n'étaient pas spécifiques du Disperse Red 179 ou DAPEP, une méthode prédictive a été appliquée à l'aide des modèles de FBA et de FBC, comme l'indiquent les tableaux 6b et 6c. Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bio-accumulative si son facteur de bioconcentration ou son FBA est &ge; 5000; toutefois, le facteur de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. Ceci parce que le facteur de bioconcentration ne prend pas correctement en compte le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est généralement un facteur majeur pour les substances dont le log Koe &gt; ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003). La modélisation cinétique du bilan massique est en principe considérée comme la méthode de prévision la plus fiable pour prévoir le potentiel de bioaccumulation, car elle permet une correction du métabolisme dans la mesure où le log Koe de la substance se trouve dans le domaine du log Koe du modèle.
Bien que l'on prévoie que le manque de biodisponibilité importante dans l'eau et les aliments atténue fortement le potentiel d'assimilation de la plupart des colorants dispersés, le log Koe empirique pour un analogue proche, basé sur les données de Sijm et al. (1999), suggère que le Disperse Red 179 et le DAPEP pourraient être solubles dans les lipides, si les conditions environnementales favorisent la biodisponibilité de ces substances pour les poissons. Par conséquent, alors que la modélisation de la bioaccumulation n'est pas normalement recommandée pour les colorants de ce type en raison de l'erreur dans le log Koe utilisé comme entrée, il existait un degré de confiance suffisante dans le log Koe et la modélisation a été effectuée. Le nouveau modèle de FBC/FBA dans la version 4.0 du EPIWIN prenant en compte le métabolisme a été utilisé, car il est évident de supposer que si l'assimilation de ces substances particulaires devait avoir lieu, une voie viable pour le métabolisme de Phase I, par le biais d'une réduction N de la liaison azoïque est prévue avec une forte probabilité (1,0), en utilisant le modèle de bioaccumulation de base avec des facteurs d'atténuation (Dimitrov et al., 2005).
Les valeurs corrigées du log Koe ont été estimées pour le Disperse Red 179 et le DAPEP, à partir de la valeur connue et acceptable du log Koe de 4,08 (Sijm et al., 1999) pour l'analogue proche no CAS 68133-69-7, en utilisant la méthode d'ajustement des valeurs de KOWWIN (2000). Dans la méthode EVA, l'estimation commence avec le log Koe expérimental du composé similaire. La structure similaire est ensuite modifiée en soustrayant et en ajoutant des fragments pour « construire » le composé estimé. L'estimation devient ensuite la somme de la valeur expérimentale et la valeur des modifications du fragment.
Des valeurs corrigées du log Koe de 5,09 et 6,01 ont été obtenues respectivement pour le Disperse Red 179 et le DAPEP. Ces valeurs du log Koe ont ensuite été utilisées dans le nouveau modèle de FBC-FBA version 3.00 de la suite EPI (2008) pour estimer le taux de biotransformation primaire du corps entier (kM), les facteurs de bioconcentration (FBC) et le facteur de bioaccumulation (FBA). Des taux métaboliques respectivement de 8,22/jour et 0,93/jour ont été estimés pour le Disperse Red 179 et DAPEP, pour un poisson générique de 10 g à une température de 15 °C. Ces taux ont ensuite été corrigés du poids du corps du poisson de niveau trophique moyen dans le modèle d'Arnot-Gobas (184 g). Le poisson de niveau trophique moyen a été utilisé pour réprésenter le résultat global du modèle, comme l'a suggéré le développeur (communication personnelle de 2008 d'Arnot à Bonnell, source non citée) : il est le plus représentatif du poids des poissons susceptibles d'être consommés par un oiseau ou un piscivore terrestre.
Tableau 6b. Prédictions de facteur de bioaccumulation et de bioconcentration pour le Disperse Red 179 et le DAPEP à l'aide du modèle cinétique d'Arnot-Gobas (Arnot et Gobas, 2003), comprenant des corrections pour le taux métabolique
Constante de taux métabolique
Demi-vie1 biologique (jours)
No CAS 16586-42-8
Gobas FBC/FBA Niveau trophique moyen
No CAS 25176-89-0
933 254
Les valeurs de facteur de bioconcentration corrigées du métabolisme pour le Disperse Red 179 et le DAPEP étaient respectivement de 48,86 et 353,1 L/kg. Les valeurs de bioaccumulation prenant en compte le métabolisme étaient respectivement de 49,2 L/kg et 528,3 L/kg pour le Disperse Red 179 et le DAPEP. Les demi-vies biologiques normalisées pour un poisson de 10 g à 15 °C étaient respectivement environ de 2 heures et 18 heures pour le Disperse Red 179 et le DAPEP. Les valeurs non corrigées du métabolisme du facteur de bioconcentration et du facteur de bioaccumulation étaient plus grandes de plusieurs ordres d'importance. Bien sûr, une valeur du facteur de bioconcentration de 7 943 L/kg et une valeur du facteur de bioaccumulation de 38 018 L/kg ont été obtenues pour le Disperse Red 179, alors qu'une valeur du facteur de bioconcentration de 45 709 L/kg et une valeur du facteur de bioaccumulation de 933 254 L/kg ont été observées pour le DAPEP.
Les constantes du taux métabolique, respectivement de 8,22 and 6,42 modélisées pour le Disperse Red 179 et le Disperse Orange 30 sont nettement plus grandes que la valeur de la constante métabolique de 0,93 estimée pour le DAPEP. Bien que davantage de constantes de taux métabolique élevées soient prévues pour le Disperse Red 179 ou le Disperse Orange 30 en raison de l'absence de chlore se groupant sur le groupe fonctionnel benzothiazyle, 8,22 et 6,42 sont des taux très rapides et sont probablement surestimés. Toutefois, puisque les valeurs de facteur de bioconcentration et de facteur de bioaccumulation corrigées du métabolisme pour le Disperse Red 179 sont encore inférieures à 5 000 lorsqu'on utilise la constante de taux métabolique modélisée pour le DAPEP dans le modèle, cette source d'incertitude n'est pas importante.
Bien que les valeurs de facteur de bioconcentration et de facteur de bioaccumulation calculées sans prendre en compte le métabolisme semblent indiquer un potentiel élevé de bioconcentration et de bioaccumulation pour les deux substances, une plus grande confiance est attribuée aux valeurs de facteur de bioconcentration et de facteur de bioaccumulation corrigées du métabolisme. Bien sûr, les valeurs de facteur de bioconcentration et de facteur de bioaccumulation corrigées du métabolisme modélisées pour l'analogue Disperse Orange 30 à l'aide du modèle d'Arnot&shy;Gobas (Arnot et Gobas, 2003) sont de ~ 60 L/kg, ce qui est conforme au facteur de bioconcentration empirique &lt; 100 L/kg mesuré par Shen et Hu (2008). D'autre part, les valeurs de facteur de bioconcentration et de facteur de bioaccumulation non corrigées du métabolisme surestimaient le potentiel de bioconcentration du Disperse Orange 30. Cependant, il est prévu que les faibles valeurs expérimentales observées par Shen et Hu (2008) sont probablement causées en grande partie par le manque de biodisponibilité du Disperse Orange 30 et non par le métabolisme.
Tableau 6c. Données modélisées supplémentaires de bioaccumulation pour le Disperse Red 179 et le DAPEP
Valeur du poids humide
OASIS Forecast, 2005
Modèle FBC de base (Dimitrov et al., 2005)
BCFWIN, 2000
1 La très faible valeur de facteur de bioconcentration de 10 est une valeur par défaut recommandée par le modèle BCFWIN pour la spécification aromatique azoïque (c.-à-d. qu'elle n'est pas dérivée de la relation log Koe/facteur de bioconcentration que le BCFWIN utilise généralement); par conséquent, ce résultat n'est pas un facteur de bioconcentration généré par structure calculé particulièrement pour le Disperse Red 179 ou le DAPEP.
2 Le domaine structurel de cette substance est de 57 %, ce qui est considéré comme fiable.
3 Le domaine structurel de cette substance est de 69 %, ce qui est considéré comme fiable.
Les valeurs modélisées du BCFWIN (tableau 6c) ne sont pas considérées comme fiables, car aucun produit chimique de comparabilité structurelle n'est contenu dans leur programme de formation. Bien que les modèles OASIS signalent le Disperse Red 179 et le DAPEP comme en dehors du domaine total du modèle, leurs pourcentages de domaine structurel (respectivement 57 % et 69 %) sont considérés convenables. Toutefois, une plus grande confiance est encore accordée au modèle d'Arnot-Gobas (Arnot et Gobas, 2003), qui prend en compte le métabolisme.
Par conséquent, une valeur élevée du log Koe de 4,08 pour l'analogue no CAS 68133-69-7 et des valeurs corrigées élevées du log Koe, respectivement de 5,09 et 6,01 pour le Disperse Red 179 et le DAPEP (tableau 2), sont les seuls éléments de preuve pour suggérer que ces substances peuvent avoir un potentiel de bioaccumulation importante. Malgré leurs valeurs élevées de log Koe, il manque la preuve de la bioaccumulation des colorants azoïques dispersés (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987; MITI, 1992). Les auteurs ayant trouvé de fortes valeurs de log Koe et de faibles facteurs concomitants de bioaccumulation pour les colorants azoïques dispersés suggèrent que les faibles facteurs d'accumulation peuvent être dus dans certains cas à la faible liposolubilité absolue de ces substances (Brown, 1987) ou à leur poids moléculaire relativement élevé (généralement de 450 à 550 g/mol). Une faible liposolubilité et un poids moléculaire élevé rendent difficile le transport dans les membranes des poissons (Anliker et al., 1981; Anliker et Moser, 1987). Il est également probable que le manque de biodisponibilité et la capacité de partage limitée dans des conditions de tests de facteur de bioconcentration, ainsi que dans la dégradation métabolique in vivo, limitent l'accumulation dans les lipides des poissons.
Il a été établi par l'ETAD (1995) que les caractéristiques moléculaires indiquant l'absence de bioaccumulation sont un poids moléculaire &gt; 450 g/mol et un diamètre transversal &gt; 1,05 nm. Des recherches récentes effectuées par Dimitrov et al. (2002), Dimitrov et al., (2005) et le BBM (2008) suggèrent que la probabilité qu'une molécule traverse les membranes cellulaires par diffusion passive diminue de façon importante, alors que le diamètre transversal maximum (Dmax) augmente. La probabilité d'une diffusion passive décroît sensiblement lorsque le diamètre transversal est supérieur à ~1,5 nm et diminue de façon plus importante lorsque les molécules ont un diamètre transversal &gt; 1,7 nm. Sakuratani et al., (2008) ont également étudié l'effet du diamètre transversal sur la diffusion passive dans une série de tests sur environ 1 200 produits chimiques nouveaux et existants. Ils ont observé que les substances qui n'ont pas un potentiel de bioconcentration très élevé ont souvent un Dmax &gt; 2,0 nm et un diamètre effectif (Deff) &gt; 1,1 nm.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP ont respectivement un poids moléculaire de 394,45 et 404,32 g/mol (voir le tableau 1) et leur structure moléculaire est relativement peu compliquée; ces deux caractéristiques supposent une capacité de bioaccumulation de ces substances. Il n'existe aucune relation claire qui permette d'établir des seuils stricts de taille moléculaire pour l'évaluation du potentiel de bioaccumulation; toutefois, une réduction de la vitesse d'absorption peut être associée à l'augmentation du diamètre transversal, comme l'ont démontré Dimitrov et al. (2002, 2005). Les diamètres du Disperse Red 179, du DAPEP et de leurs conformères vont respectivement de 13 à 21,08 angströms (1,3 à 2,108 nm) et de 14,14 à 20,75 angströms (1,414 à 2,075 nm) (BBM 2008), ce qui suppose qu'un potentiel de vitesse d'absorption réduit de façon importante à partir de l'eau et une biodisponibilité in vivo existent pour ces colorants.
D'après un manque d'accumulation dans les tests de bioconcentration sur la substance analogue Disperse Orange 30 et d'autres colorants azoïques dispersés correspondants, les données modélisées de bioconcentration et de bioaccumulation corrigées pour le métabolisme et les grandes tailles moléculaires du Disperse Red 179 et du DAPEP, ces substances sont supposées avoir un faible potentiel de bioaccumulation. Par conséquent, le Disperse Red 179 et le DAPEP ne répondent pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBA ³ 5 000, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
Peu de données empiriques sur l'écotoxicité ont été identifiées pour le Disperse Red 179 ou le DAPEP. Des études sur la toxicité aigüe de deux produits du commerce contenant du Disperse Red 179 et du DAPEP, réalisées à l'aide de Poecilia reticulata (guppy) ont été soumises à Environnement Canada en janvier 2009 (BMG, 2000b, 2003c). Les deux études ont été menées selon la procédure 203 du guide de l'OCDE (test de toxicité aigüe du poisson) et la directive 92/69/EEC de la CEE (toxicité aigüe pour les poissons). Les résultats des deux études sont présentés dans le tableau 7a.
Dans la première étude, la toxicité du Disperse Red 179 a été recherchée à l'aide d'un test de dépistage de la toxicité aquatique, avec le produit Foron Rubin RD-S du commerce (BMG, 2003c). Le test signalait une CL50 aiguë à 96 heures entre 10 et 100 mg/L et une concentration sans effet observé (CSEO) &gt; 10 mg/L, en fonction de concentrations nominales. Ces résultats peuvent être interprétés comme signifiant qu'il n'y a pas d'effets observés à saturation de la substance testée. Une évaluation de la fiabilité de l'étude à l'aide d'un sommaire de rigueur d'étude a trouvé que l'étude a été jugée comme étant de « faible confiance », en raison du manque de détails sur la substance testée (annexe 1). De fait, ni la proportion de Disperse Red 179 dans le Foron Rubin RD-S, ni la solubilité du Foron Rubin RD-S ne sont signalées.
La deuxième étude sur le test de toxicité aquatique (BMG, 2000b) a été menée sur le Disperse Red 153, substance qui contient du DAPEP et un isomère structurel du DAPEP, dans des proportions inconnues (Nakagawa et al., 1996; CII, 2002&ndash; ). Le test a déterminé une CSEO &gt; 100 mg/L. Ce résultat peut être interprété comme signifiant qu'il n'y a pas eu d'effets observés à saturation de la substance. Comme pour l'étude précédente, l'étude est considérée comme étant de « faible confiance » en raison du manque de détails sur la substance testée (annexe 1).
Bien que l'on considère les deux études comme étant de faible confiance, les résultats obtenus dans les deux études sont typiques pour les colorants azoïques dispersés.
Tableau 7a. Données empiriques sur la toxicité aquatique du Disperse Red 179 et du DAPEP
Substance d'essai Organisme d'essai
Foron Rubin RD-S
10 à 100 mg/L
BMG, 2003c
CSEO2
&gt; 10 mg/L
&gt; 100 mg/L
BMG, 2000b
1 CL50 : concentration d'une substance estimée létale pour 50 % des organismes d'essai.
2 CSEO : la concentration sans effets observés est la plus haute concentration lors d'un test de toxicité qui n'entraîne pas d'effet statistiquement significatif comparé aux contrôles.
Des données empiriques sur la toxicité sont aussi disponibles pour un autre analogue proche des deux substances, l'éthanol, 2-((4-(2-(6-chloro-2-benzothiazolyl)diazenyl)phényl)ethylamino), 1-acétate, no CAS 70198-17-3 (voir le tableau 7b). La masse moléculaire de ce colorant benzothiazyle mono-azoïque dispersé (404,9 g/mol) et sa structure moléculaire sont identiques à celles du Disperse Red 179 et du DAPEP. Le test de toxicité statique à 96 heures de la substance, ajoutée aux aquariums dans un vecteur d'acétone à 0,05%, a été mené avec des daphnies, des plathelminthes, des vairons à grosse tête et des escargots (Laboratoire de Santé, Sécurité et facteurs humains, 1978). Les résultats indiquaient une toxicité faible pour le vairon à grosse tête et les escargots (valeurs de CL50 &gt; 100 mg/L) et une toxicité faible pour les plathelminthes (CL50 = 32 mg/L), mais une toxicité élevée pour les daphnies (CL50 = 0,12 mg/L) (Laboratoire de Santé, Sécurité et facteurs humains, 1978). La faible valeur de toxicité de 0,12 mg/L pour les daphnies est préoccupante, mais ces données sont considérées comme peu fiables, puisque la fiabilité du test de toxicité n'a pu être évaluée à cause d'un manque général de détails signalé dans l'étude et de l'âge de l'étude elle&shy;même.
Environnement Canada a reçu des données éco-toxicologiques sur une substance structurellement identique dans les Règles de notification des nouvelles substances
(Produits chimiques et polymères) (Environnement Canada, 1994) (voir le tableau 7b). La masse moléculaire de cette substance déclarée était de 418,35 g/mol, ce qui est identique à la masse moléculaire du Disperse Red 179 et du DAPEP. Les résultats du test de toxicité statique à 96 heures sur la truite arc-en-ciel, sur une substance contenant 5 % de la substance déclarée a révélé que la CL50 pour ces espèces est de 10 mg/L. Cependant, alors que cette valeur de toxicité suggère une toxicité aigüe de modérée à faible pour les poissons, elle n'a pas été considérée comme indicatrice du matériel notifié, à cause de la faible concentration de la substance déclarée dans le produit testé.
Tableau 7b. Données empiriques sur la toxicité aquatique d'analogues proches du Disperse Red 179 et du DAPEP
Nom usuel ou no CAS
Fiabilité de l'étude
Vairons à grosse tête
Laboratoire de Santé, Sécurité et facteurs humains, 1978
arc-en-ciel 96
Environnement Canada, 1994
1 CL50 &ndash; La concentration d'une substance estimée létale pour 50 % des organismes d'essai.
Des données empiriques sur la toxicité sont disponibles pour l'analogue proche Disperse Orange 30 (voir le tableau 7c). Selon une étude soumise à Environnement Canada pour le compte de l'ETAD (Brown, 1992), une CL50 à 96 heures de 710 mg/L pour le poisson zèbre, une CE50 à 48 heures de 5,8 mg/L pour Daphnia magna et une CE50 à 72 heures (pour la croissance) pour Scenedesmus subspicatus, ont été obtenues expérimentalement d'après une étude de toxicité utilisant le Disperse Orange 30. Cependant, les études d'origine n'ont pas été fournies et leur fiabilité ne peut donc être vérifiée. Un autre résultat pour le Disperse Orange 30 a établi une CL50 pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) &gt; 700 mg/L (Sandoz, 1975). Cependant, après examen, cette étude a été considérée irrecevable (voir l'annexe 1). Finalement, une autre étude de toxicité aiguë, utilisant la truite arc-en-ciel et soumise à Environnement Canada en août 2008, indiquait une CL50 à 96 heures &gt; 100 mg/L (Safepharm Laboratories Ltd., 1990). L'évaluation de la fiabilité de l'étude utilisant un sommaire de rigueur d'étude, a estimé que l'étude était de « faible confiance » à cause du manque de détails (annexe 1).
Tableau 7c. Données empiriques sur la toxicité aquatique de l'analogue Disperse Orange 30
arc-en-ciel Aigu
&gt; 700
Sandoz, 1975
Safepharm Laboratories Ltd., 1990
1 CL50 &ndash; La concentration d'une substance estimée létale pour 50% des organismes d'essai.
2 CE50 &minus; La concentration d'une substance qui est jugée causer un effet toxique sublétal chez 50 % des organismes d'essai.
3 CI50 &ndash; La concentration d'une substance estimée inhiber la croissance pour 50% des organismes d'essai.
Dans une autre étude, un résumé qui a été soumis à Environnement Canada pour le compte de l'ETAD (Brown, 1992), 11 colorants dispersés ont été testés sur les organismes suivants : poisson zèbre, Daphnia magna, algues et bactéries. Dans cette étude, des colorants dispersés (composants non azoïques) avaient des niveaux de toxicité signalés &lt; 1 mg/L pour les algues. Cependant, Brown (1992) a signalé que l'inhibition de la croissance pour les algues était largement due à l'absorption de la lumière par les colorants, plutôt que par l'activité biologique. Trois des colorants dispersés testés par Brown (1992) sont des analogues du Disperse Red 179 et du DAPEP. Ce sont le Disperse Red 73, le Disperse Orange 25 et le Disperse Red 17 (tableau 7c). Ces analogues ont montré une toxicité modérée chez D. magna (CE50 à 48 heures = 23 à 110 mg/L) et une toxicité modérée à faible chez le poisson zèbre (CL50 à 96 heures = 17 à 268 mg/L) (voir le tableau 7d). Une toxicité modérée a aussi été observée pour la croissance des algues (une CE50 pour la croissance = 7 à 54mg/L) et aucune toxicité n'a été détectée pour les bactéries (CI50 &gt; 100 mg/L). Les détails de l'expérience sur les colorants testés n'ont pas été fournis, limitant fortement l'évaluation de ces études (Brown, 1992). Cependant, ces données ont été considérées utilisables et sont inclues dans cette évaluation préalable comme faisant partie du poids de la preuve, étant donné qu'elles sont en accord avec d'autres données et avec l'échelle attendue des valeurs d'écotoxicité pour ces structures. Ces valeurs devraient donc également suggérer que ni le Disperse Red 179, ni le DAPEP ne sont fortement dangereux pour les organismes aquatiques.
Tableau 7d. Données empiriques sur la toxicité aquatique d'analogues du Disperse Red 179 et du DAPEP
Nom usuel ou n° CAS
Vairon à grosse tête
3 CI50 &ndash; La concentration d'une substance estimée inhiber la croissance pour 50 % des organismes d'essai.
Une plage de prévisions sur la toxicité aquatique a aussi été obtenue grâce aux divers modèles RQSA pris en compte pour le Disperse Red 179 et le DAPEP. Le tableau 7d contient des valeurs sur l'écotoxicité prévues qui ont été considérées fiables, en se basant sur la prise en compte de domaines de modèles et qui ont été utilisées dans la méthode du poids de la preuve RQSA pour la toxicité aquatique. Certains de ces résultats pour le poisson et Daphnia suggèrent que ces colorants sont fortement toxiques (c'est-à-dire que les valeurs de la CE50 et de la CL50 sont inférieures à 1 mg/L). Ces résultats de modèles sont cependant considérés comme moins fiables que les données empiriques disponibles pour les substances analogues qui indiquent une toxicité faible à modérée. D'autre part, il faut noter que toutes les valeurs estimées pour les poissons et Daphnia sont supérieures à celles de la solubilité dans l'eau du Disperse Red 179 et du DAPEP modélisées avec WATERNT (2002), auquel cas aucun effet n'apparaît à saturation. Des valeurs de toxicité aiguë de la CE50 à 72 heures extrêmement faibles de 7,39 × 10-5 mg/L et de 7,58 × 10-5 mg/L ont également été observées pour les algues vertes. Toutefois, ces prévisions d'écotoxicité RQSA pour ces deux substances ne sont pas considérées comme fiables en raison de l'erreur possible associée aux paramètres d'entrée et de la nature unique des colorants dispersés, comme les propriétés spécifiquement structurelles et/ou physiques et chimiques (particules) qui sont en dehors du domaine d'applicabilité des modèles.
Tableau 7e. Données modélisées pour la toxicité aquatique
0,077*
ECOSAR, 20042
AIES, 2003-2005
(48 heures)
5,945*
ECOSAR, 20043
4,708*
2 Ces valeurs ECOSAR ont été modélisées à l'aide du log Koe EVA modélisé de 5,09 et de la solubilité dans l'eau de 0,011 92 mg/L.
3 Ces valeurs ECOSAR ont été modélisées à l'aide du log Koe EVA modélisé de 6,01 et de la solubilité dans l'eau de 0,004 208 mg/L.
* Substance probablement non suffisamment soluble pour mesurer cet effet.
En général, en raison de leur faible solubilité (&lt; 1 mg/L), les colorants dispersés sont supposés avoir un impact écologique faiblement aigu (Hunger, 2003). À l'exception de la seule faible valeur de CL50 à 96 heures observée pour les daphnies (Laboratoire de santé, Sécurité et Facteurs humains, 1978), les résultats des études empiriques de toxicité avec les deux substances évaluées et plusieurs analogues, sont cohérentes avec cette attente, indiquant des valeurs de CL50 dans la plage de 5 à 340 mg/L, avec la Daphnia étant l'organisme testé le plus sensible (valeurs de CE50/CL50 de 4,5 à 100 mg/L). Bien que l'interprétation des résultats de ces tests soit compliquée par le fait que ces valeurs d'effet soit basé sur des concentrations nominales parfois supérieures à 10 000 fois la solubilité estimée de la substance (c.-à-d. 0,011 92 mg/L pour le Disperse Red 179; 0,004 208 mg/L pour le DAPEP; 0,021 à 0,69 mg/L pour l'analogue no CAS 68133-69-7), elles représentent effectivement les pires charges environnementales possibles.
Les informations empiriques d'écotoxicité disponibles pour les analogues du Disperse Red 179 et du DAPEP indiquent ainsi que le Disperse Red 179 et le DAPEP ne sont pas susceptibles d'être fortement dangereux pour les organismes aquatiques.
B &ndash; Dans d'autres milieux environnementaux
Etant donné que le Disperse Red 179 et le DAPEP peuvent potentiellement être rejetés dans le sol à partir d'eaux usées ou de terres agricoles, il serait préférable d'obtenir des données sur la toxicité des organismes contenus dans le sol. Ceci est pertinent car il a été montré que les colorants sont fortement absorbés et retenus dans les boues activées des stations d'épuration des eaux usées (Tincher, 1988). Cependant, aucune étude convenable sur les effets écologiques n'a été trouvée pour ce composé dans d'autres milieux que l'eau. Bien qu'aucune étude convenable sur les effets écologiques n'ait été trouvée pour ce composé dans le sol et compte tenu des données de toxicité pour les organismes aquatiques, aussi bien que du manque de potentiel de bioaccumulation et de leur faible biodisponibilité, son potentiel de toxicité pour les organismes vivant dans le sol est probablement faible. Pour les mêmes raisons, le potentiel de toxicité est également susceptible d'être faible concernant les espèces oxiques vivant dans les sédiments, bien que ceci ne puisse être justifié, étant donné le manque d'informations sur la toxicité de l'ensemble des organismes contenus dans les sédiments pour ces substances ou des analogues acceptables. En outre, le potentiel de toxicité du Disperse Red 179 et du DAPEP dans les sédiments anoxiques sera faible étant donné la faible biodisponibilité de leurs produits de digestion anaérobie.
Évaluation de l'exposition écologique
Aucune donnée sur les concentrations de ces substances dans l'eau n'a été identifiée au Canada; par conséquent, les concentrations dans l'environnement sont estimées à partir d'informations disponibles, comprenant les quantités estimées de ces substances dans le commerce, les taux de rejet et le volume des masses d'eau réceptrices.
Le Disperse Red 179 et le DAPEP peuvent être utilisés en faibles volumes dans certaines installations industrielles et peuvent être rejetés dans l'eau où ils resteront pour une période indéterminée avant de décanter dans les sédiments. Étant donné que le Disperse Red 179 et le DAPEP sont analogues, un scénario d'exposition unique a été modélisé pour les deux substances, afin de déterminer une concentration environnementale estimée (CEE) dans l'environnement aquatique. Plusieurs sites industriels ont été identifiés comme sources potentielles de rejets dans l'eau et un site a été sélectionné pour l'évaluation d'un scénario le plus défavorable dû aux plus grandes quantités de substances utilisées. Des hypothèses prudentes ont été émises concernant la quantité de substance traitée et rejetée, le nombre de jours de traitement et le taux d'élimination des stations d'épuration des eaux usées. La concentration environnementale estimée pour le Disperse Red 179 et le DAPEP a été calculée en se basant sur l'utilisation combinée d'une quantité de 510 kg/an (respectivement 350 kg/an et 160 kg/an pour le Disperse Red 179 et le DAPEP), sur lesquels 22 % sont supposés être rejetés sur une période de 250 jours, résultant du processus de coloration lorsque le colorant non fixé est éliminé des fibres et rejeté dans les eaux usées (Environnement Canada, 2009a, 2009b, 2009c, 2009d). Les 22 % rejetés dans les eaux usées (égouts) par les activités industrielles représentent une estimation prudente, tirée du débitmètre massique (Environnement Canada, 2009b, 2009c, 2009d). La quantité rejetée était alors supposée être évacuée directement vers une usine locale de traitement des eaux usées, fournissant un taux d'élimination primaire minimal de 47 %, comme prévu par ASTreat 1.0 pour le Disperse Red 179 (ASTreat, 2006). Le Disperse Red 179 et le DAPEP dans les effluents d'une usine de traitement des eaux usées étaient supposés être rejetés vers une masse d'eau réceptrice ayant une capacité de dilution 10 fois supérieure à celle du débit des effluents. En fonction du volume rejeté estimé le plus élevé possible et des hypothèses mentionnées ci-dessus, la concentration la plus élevée de Disperse Red 179 et de DAPEP dans l'eau réceptrice est estimée être en dessous de sa valeur de concentration sans effets de 9 × 10-6 mg/L prévue.
Rejets de consommation (Mega Flush)
Etant donné que le Disperse Red 179 et le DAPEP se trouvent dans les produits de consommation et sont signalés comme étant rejetés dans l'eau (égouts), d'après les résultats du débitmètre massique (Environnement Canada, 2009c, 2009d), le Mega Flush (modèle de tableur d'Environnement Canada pour l'estimation des rejets domestiques jetés dans l 'évier) a été utilisé pour estimer la concentration potentielle de la substance dans plusieurs masses d'eau réceptrices d'effluents d'usines de traitement des eaux usées, vers lesquelles les produits de consommation contenant les substances sont susceptibles d'avoir été relâchés (Environnement Canada, 2009e). Le modèle de tableur est conçu pour fournir ces estimations en fonction des hypothèses prudentes concernant la quantité de substances utilisées et rejetées par les consommateurs. Par défaut, nous supposons que les taux d'élimination primaires et secondaires des usines de traitement des eaux usées sont de 0 %, les pertes dues à l'utilisation sont de 100 %, l'utilisation domestique de la substance étant sur 365 jours/an et le débit des eaux réceptrices sur tous les sites du dixième centile (estimation basse). Ces estimations sont réalisées pour environ 1 000 sites de rejet à travers le Canada, ce qui représente la majorité des plus importantes usines de traitement des eaux usées dans le pays.
L'équation et les données utilisées pour calculer la concentration environnementale estimée du Disperse Red 179 dans les masses d'eau réceptrices sont décrites dans Environnement Canada (2009f). Un scénario a été réalisé en supposant une quantité totale consommée de 104 kg/an prévue d'être rejetée dans les eaux usées et résultant du blanchissage d'articles manufacturés qui contiennent ce colorant (articles importés ou fabriqués au Canada) (Environnement Canada, 2009c). De plus, dans le scénario choisi, certains paramètres par défaut ont été modifiés d'après les informations disponibles, afin d'être plus réaliste. Des taux d'élimination primaires et secondaires des usines de traitement des eaux usées, respectivement de 46,7 % et de 64,3 %, ont été utilisés. Ceux-ci ont été obtenus d'après ASTreat 1.0 (ASTreat, 2006). L'effet global de ces paramètres vise à rendre ce scénario plus réaliste. À l'aide de ce scénario, l'outil estime que la concentration environnementale estimée pour le Disperse Red 179 dans les masses d'eau réceptrices va de 6,1 × 10-6 à 6,6 × 10-5 mg/L.
Un scénario identique pour les rejets domestiques a été utilisé pour prévoir la concentration environnementale estimée du DAPEP (Environnement Canada, 2009g). Le scénario a été prévu pour le DAPEP, en supposant une quantité totale de 47 kg/an perdus dans les eaux usées pendant le blanchissage d'articles manufacturés qui contiennent ce colorant. Des taux d'élimination primaires et secondaires des usines de traitement des eaux usées, respectivement de 53,7 % et de 74,4 %, ont été utilisés. Ceux-ci ont été tirés du modèle d'élimination des usines de traitement des eaux usées ASTreat 1.0 (ASTreat, 2006). A l'aide de ce scénario, l'outil estime que la concentration environnementale estimée pour le DAPEP dans les masses d'eau réceptrices va de 2,4 × 10-7 à 3,0 × 10-6 mg/L.
La démarche suivie dans cette évaluation écologique a consisté à examiner un certain nombre informations complémentaires et à tirer des conclusions d'après la méthode du poids de la preuve et en prenant les précautions requises par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent, ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque, les sources et le devenir des substances.
On s'attend à ce que le Disperse Red 179 et le DAPEP soient persistants dans l'eau, le sol et les sédiments dans des conditions aérobies; on s'attend également à ce que leur potentiel de bioaccumulation soit bas. Les faibles volumes d'importation au Canada des deux substances indiquent un faible potentiel de rejet dans l'environnement canadien, malgré leur utilisation industrielle, commerciale et domestique. Une fois rejetés dans l'environnement aquatique, ils se trouveront principalement dans les sédiments. Il a aussi été démontré qu'ils ont au pire un potentiel de toxicité faible à modéré pour les organismes aquatiques.
Des estimations d'exposition prudentes intégrant l'analyse du quotient de risque d'exposition, avec une information sur la toxicité, ont été réalisées pour le milieu aquatique, afin de déterminer s'il existe un danger potentiel pour l'environnement au Canada. Une concentration estimée sans effet (CESE) pour les deux substances a été estimée d'après la CL50 à 96 heures de 0,12 mg/L extrêmement faible (Health, Safety, and Human Factors Laboratory, 1978) pour les daphnies utilisant la substance analogue no CAS 70198-17-3. C'est la valeur analogue expérimentale identifiée la plus faible des données sur la toxicité aigüe. Un facteur de 100 a ensuite été appliqué pour justifier l'extrapolation de la toxicité aigüe à la toxicité chronique (à long terme) et de résultats de laboratoire allant d'une espèce à d'autres espèces potentiellement sensibles sur le terrain. La concentration estimée sans effet qui en résulte est de 0,0012 mg/L.
Lorsqu'il est compare aux concentrations environnementales estimées prudentes calculées ci-dessus pour le scenario des rejets industriels, le quotient de risque résultant pour les rejets industriels dans l'environnement aquatique (concentration environnementale/concentration estimée sans effet) est de 0,000 009/0,0012 = 0,0077 pour les rejets combines de Disperse Red et de DAPEP. En conséquence, on estime que les concentrations de Disperse Red 179 ou de DAPEP sur les eaux de surface au Canada, provenant des rejets industriels pour un site canadien soumis au scénario le plus défavorable, ont peu de chance de causer des effets indésirables sur les populations d'organismes aquatiques. Étant donné que ce scénario de rejet industriel fournit une estimation prudente de l'exposition et du risque, les résultats indiquent un faible potentiel de nocivité écologique, résultant de l'exposition locale et du point d'origine des rejets industriels dans l'environnement aquatique.
En ce qui concerne l'exposition liée aux rejets dans l'évier à l'aide de scénarios modérément prudents d'utilisation domestique, les résultats de Mega Flush estiment que la concentration estimée sans effet ne sera dépassée sur aucun site (c'est-à-dire que tous les quotients de risque sont &lt; 1). Ceci indique que les rejets domestiques jetés dans l'évier de Disperse Red 179 et de DAPEP ne semblent pas devoir nuire aux organismes aquatiques.
En conséquence, d'après les preuves disponibles, le Disperse Red 179 et le DAPEP ne sont pas en mesure de nuire à l'environnement canadien.
Il existe des incertitudes dans cette évaluation des risques, dues au manque de données sur les propriétés physiques et chimiques spécifiques au Disperse Red 179 et au DAPEP, notamment leur solubilité dans l'eau, le coefficient de partage octanol-eau et le coefficient de partage carbone-eau. Cependant, des méthodes d'analyse de données déduites à partir d'analogues, des données analogues proches et des données modélisées utilisant la méthode d'ajustement de la valeur expérimentale d'EPIsuite (2008), ont été utilisées afin de combler les données manquantes importantes avec une marge d'erreur acceptable.
L'évaluation de la persistance est limitée par l'incertitude sur le taux de dégradation dans les sédiments anaérobies et la mesure pour laquelle la dégradation a lieu dans ces sédiments, et si les produits de dégradation (par exemple, les amines) seraient biologiquement disponibles. Néanmoins, il apparaît clairement que la dégradation anaérobie de la partie biodisponible de colorants azoïques dans les sédiments en amines constitutives, est beaucoup plus rapide (demi-vies dans l'ordre des jours) que la biodégradation aérobie. Bien que l'on ne s'attende pas à ce que les produits de dégradation amine soient biologiquement disponibles, puisqu'ils se forment seulement dans un sédiment anoxique relativement profond, et qu'ils peuvent être liés de façon irréversible au sédiment par l'addition nucléophile et le couplage radical d'oxydation (Weber et al., 2001; Colon et al., 2002), cette question est une source d'incertitude pour l'évaluation de la toxicité du Disperse Red 179 et du DAPEP.
Des incertitudes existent également, étant donné le manque d'informations sur les concentrations dans l'environnement du Disperse Red 179 et du DAPEP au Canada. Cependant, le manque de fabrication et la faible quantité de ces substances importées au Canada supposent de faibles rejets dans l'environnement canadien.
L'évaluation de bioaccumulation est limitée par l'absence de données sur la bioaccumulation; cela a nécessité que des prévisions utilisant des modèles soient établies. Bien que toutes les prévisions utilisant des modèles aient un certain degré d'erreur, les résultats des modèles de métabolisme corrigé ont confirmé que le Disperse Red 179 et le DAPEP, étant donné leurs caractéristiques structurelles, sont susceptibles d'avoir un potentiel bioaccumulatif faible. Les résultats modélisés pour le Disperse Orange 30 analogue étaient conformes aux résultats expérimentaux de Shen et Hu (2008); ce qui confirme davantage la validité des valeurs modélisées pour le Disperse Red 179 et le DAPEP.
Les concentrations expérimentales associées à la toxicité pour les organismes aquatiques ont une source supplémentaire d'incertitude, du fait que ces concentrations dépassent la solubilité du produit chimique dans l'eau (expérimentale ou prévue). Malgré cela, les données disponibles indiquent que le Disperse Red 179 et le DAPEP ne sont pas fortement dangereux pour les organismes aquatiques.
Des incertitudes sont aussi associées aux fractions des substances qui sont rejetées lors de l'utilisation et à la fraction qui est éliminée dans les usines de traitement des eaux usées. Ces incertitudes ont été résolues en émettant des hypothèses prudentes, en utilisant les estimations des meilleurs modèles.
Également, en ce qui concerne l'écotoxicité, basée sur le comportement de partage prévu de ces produits chimiques, l'importance du sol et des sédiments comme milieux d'exposition importants n'est pas bien résolue par les données disponibles sur les effets. Bien sûr, bien que la colonne d'eau ne soit peut-être pas le milieu le plus inquiétant à long terme, les seules données identifiées sur les effets s'appliquent essentiellement aux expositions aquatiques pélagiques. Néanmoins, en se basant sur la relativement faible toxicité aquatique de ces substances, le potentiel de nuisance pour le sol et les organismes vivant dans les sédiments, est également susceptible d'être faible.
D'après les renseignements contenus dans ce rapport d'évaluation préalable, la cétone de Michler ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.
Il est par conséquent proposé de conculre que le Disperse Red 179 et le DAPEP ne correspondent pas à la définition de substance toxique, énoncée dans l'article 64 de la LCPE (1999). De plus, le Disperse Red 179 et le DAPEP répondent aux critères de la persistance, mais pas à ceux du potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
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Annexe I &ndash; Sommaire de rigueur d'études pour les études clés
Évaluation de données expérimentales à l'aide de la méthode de Kollig*
Référence : Sijm DTHM, Schuurmann G, De Vries PJ et Opperhuizen A., 1999. Aqueous solubility, octanol solubility, and octanol/water partition coefficient of nine hydrophobic dyes.Environ. Toxicol. Chem. 18(6):1109-1117.
Substance d'essai : No CAS : 68133-69-7
Paramètre : Solubilité dans l'eau
Pourriez-vous répéter l'expérience avec des informations disponibles?
Un objectif clair a-t-il été fixé?
La qualité de l'eau est-elle caractérisée ou identifiée (distillée ou désionisée)?
Oui, distillée
Les résultats sont-ils présentés en détail, clairement et de façon intelligible?
Les données proviennent-elles d'une source principale et non pas d'un article référencé?
Le produit chimique a-t-il été testé à des concentrations inférieures à sa solubilité dans l'eau?
Des particules étaient-elles absentes?
Un produit chimique de référence à constante connue a-t-il été testé?
D'autres processus de devenir ont-ils été envisagés?
Un contrôle (à blanc) a-t-il eu lieu?
Non indiqué mais supposé. La solubilité dans l'eau a été estimée à l'aide d'une colonne de générateur comme l'a fait Opperhuizen, 1986
L'expérience a-t-elle été réalisée à température ambiante (15 à 30 °C)?
Non indiqué mais supposé.
La pureté du produit chimique testé a&shy;t&shy;elle été signalée (&gt; 98 %)?
Non, mais les produits chimiques ont été obtenus auprès de Bayer AG, puis recristallisés en dichlorométhane afin d'ôter tout additif avant utilisation
L'identité du produit chimique a-t-elle été prouvée?
Oui, garantie par Bayer AG
L'origine du produit chimique a-t-elle été signalée?
Oui, Bayer AG
29/37 = 78 %
2 Confiance satisfaisante
* Kollig, H.P., 1988. Criteria for evaluating the reliability of literature data on environmental process constants. Environ Toxicol Chem 17:287-311.
** Le code de fiabilité pour les études éco-toxicologiques de catégorisation de LIS a été utilisé.
Référence : Sijm DTHM, Schuurmann G, De Vries PJ et Opperhuizen A., 1999. Aqueous solubility, octanol solubility, and octanol/water partition coefficient of nine hydrophobic dyes. Environ. Toxicol. Chem. 18(6):1109-1117.
Paramètre : Coefficient de partage octanol/eau) (Koe)
Oui, utilisé le protocole de la méthode de brassage lent de De Bruijn et al., 1989
Oui, 25 °C
(protocole de la méthode de brassage lent de De Bruijn et al., 1989)
La pureté du produit chimique testé a-t-elle été signalée (&gt; 98 %)?
31/37 = 83 %
1 Confiance élevée
* Kollig, H.P., 1988. Criteria for evaluating the reliability of literature data on environmental process constants.Environ. Toxicol. Chem. 17:287-311.
Référence : Foron Rubin RD-S Presskuchen trocken (Disperse Red 179) Biodégradabilité Intrinsèque &ndash; Évaluation de la biodégradabilité aérobie en milieu aqueux : Test Zahn&shy;Wellens/EMPA. Rapport BMG no. 709/c-03, octobre 2003. Soumis à Environnement Canada dans l'étude de l'article 71 (Environnement Canada, 2009a)
Non précisé, mais il s'agit du Disperse Red 179 (16586&shy;42&shy;8)
Seul le contenu carbone organique total est mentionné. Aucune mention de produits secondaires.
Le produit commercial lui&shy;même, Foron Rubine RD-S, est testé. Il contient 34,3% en poids de 16586-42-8.
Le test est celui de Zahn-Wellens/EMPA
Méthode de l'OCDE, de l'UE, nationale ou autre méthode standard?
Justification de la/du méthode/protocole si une méthode non standard a été utilisée
BPL (bonne pratique de laboratoire)
Pas clairement indiqué
Conception/conditions du test
Type de test (hydrolyse, biodégradation, etc.)
Type de conditions du test (aérobie ou anaérobie)
Milieu du test (eau, sédiment ou sol)
Contrôles négatifs ou positifs?
Contrôle positif au diéthylène glycol
Nombre de répétitions (incluant les contrôles)
2 répétitions pour le test, 2 répétitions pour l'essai à blanc et 1 pour le contrôle du test
Concentrations mesurées rapportées?
La dégradation du matériel de test a été suivie par la détermination du carbone inorganique (CI) à intervalles réguliers. Les concentrations des produits chimiques à étudier n'ont pas été mesurées pendant le test.
Méthode/instrument analytique
Le carbone inorganique (CI) a été déterminé de la même façon que le produit chimique organique défini sans laver les échantillons avant analyse.
Détails sur la biodégradation
Type de biodégradation (immédiate ou intrinsèque) signalée?
Biodégradation intrinsèque recherchée selon le test Zahn-Wellens
Lorsque le type de biodégradation (immédiate ou intrinsèque) n'est pas signalé, une information indirecte permet-elle l'identification du type de biodégradation?
Origine de l'inoculum
Il est mentionné que l'inoculum provient d'une usine de traitement des déchets. Cependant, le nom de l'usine n'est pas mentionné.
Concentration de l'inoculum ou nombre de micro-organismes
0,2 g/L de matière sèche
L'inoculum a-t-il été préconditionné et la préadaptation rapportée?
L'inoculum a-t-il été préconditionné et la préadaptation a-t-elle été appropriée à la méthode utilisée?
22 ± 0,5°C, en chambre obscure
Le pourcentage de dégradation du composé de référence a-t-il atteint les niveaux requis avant le 14e jour?
Le diéthylèneglycol a été dégradé à 99% avant le 14ème jour.
Sol : humidité du sol signalée?
Sol et sédiments : contenu en matière organique du sol (MOS) de base signalé?
Sol et sédiments : teneur en argile signalée?
Sol et sédiments : CEC (capacité d'échange cationique) signalée?
Détails sur l'hydrolyse
Valeurs du pH signalées?
Les concentrations appropriées de la substance ont-elles été utilisées?
Si un solvant a été utilisé, l'a-t-il été de manière appropriée?
Détails sur la photo-dégradation
Spectre lumineux (nm)
Intensité relative en fonction de l'intensité lumineuse du soleil
Spectre d'une substance
Photolyse indirecte : Sensibilisateur (type)
Photolyse indirecte : concentration du sensibilisateur
Critère d'évaluation et valeur
Dégradation de 0%. L'élimination du composé à 99% est dûe à l'absorption ou à la sédimentation, non à la biodégradation.
Code de fiabilité d'Environnement Canada :
Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, basse) :
Référence : CI Disperse Red 153. Biodégradabilité Intrinsèque &ndash; Évaluation de la biodégradabilité aérobie en milieu aqueux : Rapport BMG no 800/c-00
(no CAS 25176-89-0), janvier 2000. Soumis à Environnement Canada dans l'étude de l'article 71 (Environnement Canada, 2009a)
Seul le contenu carbone organique total est mentionné. Pas de mention de produits secondaires (c'est&shy;à-dire que c'est à 100 % du 25176-89-0).
Le produit testé est le C.I. Disperse Red 153
La dégradation du matériel de test a été suivie par la détermination du carbone organique dissous (DOC) à intervalles réguliers. Les concentrations des produits chimiques à étudier n'ont pas été mesurées pendant le test.
Le produit chimique organique défini a été déterminé en double avec un analyseur Shimadzu 5050 de TOC, par le mode NPOC. Le carbone inorganique (CI) a été déterminé de la même façon que le produit chimique organique défini sans laver les échantillons avant analyse.
Biodégradation intrinsèque recherchée selon le test Zahn&shy;Wellens
Concentration de l'inoculum ou nombre de micro&shy;organismes
22 ± 0,5 °C, en chambre obscure
Le composé de référence a atteint 87 % de dégradation après 14 jours.
Photolyse indirecte : concentration de sensibilisateur
Formulaire et instructions pour sommaire de rigueur d'étude : Ti aquatique
Référence : Foron Rubin RD-S Presskuchen trocken (Disperse Red 179) 96-hr Acute Toxicity to Poecilia reticulata (Guppy). Rapport BMG no 709/b-03, octobre 2003. Soumis à Environment Canada dans l'étude de l'article 71 (Environnement Canada, 2009a)
Le produit chimique testé est le Foron Rubin RD-S Presskuchen trocken
Foron Rubin RD-S Presskuchen trocken (Disperse Red 179)
Composition du produit non présentée
Indiquée par l'article 71, pas l'étude de toxicité. Le test indique un ingrédient à 100 % actif, ce qui est impossible selon l'article 71.
Persistance/stabilité de la substance d'essai en solution aquatique signalée?
Le test a été réalisé selon le guide de procédure 203 de l'OCDE et la directive EEC 92/69/EEC
OCDE et Communauté économique européenne
Nom latin ou noms latin et commun signalés?
Âge/stade du cycle biologique de l'organisme d'essai
Le stade du cycle biologique des organismes d'essai n'est pas précisé, mais on pense qu'il existe des divergences dues aux variations de longueur et surtout de poids.
Ceci est un problème, car de grandes variations peuvent être observées entre les poissons.
Minimum autorisé par protocole d'essai : 7 poissons
Taux de chargement de l'organisme
Les taux de chargement de l'organisme sont &lt; 1 g de poisson/L. Ils sont de 0,533 pour 100 mg/L, de 0,563 pour 10 mg/L et de 0,538 pour 1 mg/L.
Type de nourriture et périodes d'alimentation pendant la période d'acclimatation
Type de test (aigu ou chronique)
Type d'expérience (laboratoire ou terrain)
Contrôles négatifs ou positifs (veuillez préciser)
Un total de 4 répétitions (1 pour chaque concentration et 1 pour le contrôle)
Concentrations nominales rapportées?
4 incluant le contrôle
En fait, la toxicité signalée dépasse la solubilité du composé
Type de nourriture et périodes d'alimentation pendant les tests à long terme
Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (particulièrement lors du test chronique)?
Les conditions du milieu d'exposition correspondaient-elles au produit chimique particulier signalé? (par exemple, pour la toxicité du métal : pH, DOC/TOC, dureté de l'eau, température)
Photopériode et intensité lumineuse
Photopériode de 16, aucune idée de l'intensité réelle
Préparation de la solution de stock et d'essai
Étant donné la solubilité limitée dans l'eau, les concentrations d'essai individuelles ont été préparées en ajoutant les quantités respectives d'une solution de stock acétonique aux récipients en verre vides. Après évaporation complète du solvant, l'eau du robinet a été ajoutée. Des détails sur les solutions du stock sont aussi disponibles.
Un agent solubilisant/émulsifiant a-t-il été utilisé si le produit chimique était faiblement soluble ou instable?
Étant donné la solubilité limitée dans l'eau, les concentrations d'essai individuelles ont été préparées en ajoutant les quantités respectives d'une solution de stock acétonique aux récipients en verre vides. Après évaporation complète du solvant, l'eau du robinet a été ajoutée.
Si un solubilisant/émulsifiant a été utilisé, sa concentration a-t-elle été signalée?
Non, mais l'acétone s'est évaporé.
Si un solubilisant/émulsifiant a été utilisé, son écotoxicité a-t-elle été signalée?
L'acétone s'est évaporée et était donc absente.
Intervalles de contrôle analytique
Informations relatives à la qualité des données
Le critère d'évaluation a-t-il été directement causé par la toxicité du produit chimique et non par l'état de santé de l'organisme (par exemple, lorsque la mortalité lors du contrôle est &gt; 10 %) ou des effets physiques (par exemple, « effet d'ombrage »)?
L'organisme d'essai correspondait-il à l'environnement canadien?
Les conditions du test (pH, température, DO, etc.) étaient-elles adaptées à l'organisme d'essai?
Le pH était un peu élevé (8,1 à 8,5); les concentrations en oxygène étaient normales (6,9 à 7,9 mg/L).
Le type de système et sa conception (statique, semi-statique, flux continu, scellé ou ouvert, etc.) correspondent-ils aux propriétés de la substance et à la nature/aux habitudes de l'organisme?
Le pH de l'eau du test se situait-il dans la plage habituelle pour l'environnement canadien (6 à 9)?
La température de l'eau du test se situait-elle dans la plage habituelle pour l'environnement canadien (5 à 27 °C)?
La valeur de la toxicité était-elle inférieure à la solubilité dans l'eau du produit chimique?
Valeurs de la toxicité (préciser le critère d'évaluation et la valeur)
Autres critères d'évaluation signalés : par exemple, FBC/FBA, CMEO/CSEO (préciser)?
CSEO &gt; 10 mg/L basé sur une concentration nominale
Autres effets indésirables (par exemple, cancérogénicité, mutagénicité) signalés?
Perte de coordination, hypoactivité et nage sur le dos ont aussi été signalées.
Confiance basse
Référence : C.I. Disperse Red 153. 96-hour Acute Toxicity to Poecilia reticulata (Guppy) Limit Test (100 mg/L). Rapport BMG no 800/a-00 soumis à Environnement Canada dans l'étude de l'article 71 (Environnement Canada, 2009a)
La substance est identifiée comme étant le C.I. Disperse Red 153, Lot n° 99L094 Contrôle 100811B, avec un ingrédient actif à 100 %. Peu d'informations.
Le rapport d'essai mentionne une pureté de 100%, mais il reste à déterminer si cela concerne la pureté à 100 % du produit commercial ou bien du no CAS.
Les taux de chargement de l'organisme sont &lt; 1 gramme de poisson/L. De 0,584 g pour 100 mg/L.
Deux répétitions (100 mg/L et contrôle)
Une seule concentration nominale
Photopériode de 16, aucune idée de l'intensité réelle.
Le pH était un peu élevé (8,6 à 8,9); la concentration en oxygène était normales (7,5 à 7,9 mg/L).
CSEO &gt; 100 mg/L basé sur des concentrations nominales
Perte de coordination, hypoactivité et nage sur le dos ont aussi été recherchées.
Formulaire et instructions pour sommaire de rigueur d'étude : Aquatique B
Shen G, and Hu S. 2008. Bioconcentration Test of C.I. Disperse Orange 30 in Fish. Préparé par Environmental Testing Laboratory, Académie des Sciences de l'Environnement de Shanghai, Shanghai, Chine, pour Dystar au nom de l'Association écologique et toxicologique des fabricants de colorants et de pigments organiques (ETAD), Bâle, Suisse. Rapport no S-070-2007. Soumis à Environnement Canada en Avril 2008. Soumission au défi ID n° 8351.
Si le matériau d'essai est radio-marqué, la/les position(s) précise(s) de l'/des atome(s) marqué(s) et le pourcentage de radioactivité associé aux impuretés ont-ils été signalés?
Guide de l'OCDE pour le test des produits chimiques n° 305B-1996
Poisson zèbre, Brachydanio rerio
Longueur moyenne du corps 3,91 ± 0,18 cm et poids moyen du corps 0,32 ± 0,06 g
Mise au régime avec un poisson du commerce jusqu'à un jour avant le début du test
Type/composition de la nourriture et périodes d'alimentation pendant le test
Les poissons étaient nourris deux heures avant le renouvellement de l'eau.
Si le ratio FBC/FBA dérivait de la concentration chimique dans l'organisme et dans l'eau, la durée de l'expérience était-elle égale à ou supérieure au temps nécessaire pour que les concentrations chimiques atteignent un état stable?
Si le ratio FBC/FBA provenait de la concentration chimique dans l'organisme et dans l'eau, les concentrations mesurées dans l'eau et dans l'organisme ont-elles été signalées?
Les concentrations dans l'eau du test ont-elles été mesurées périodiquement?
Sur trois jours distincts
Tous les deux jours pour l'oxygène dissous, le pH et la température
Le solubilisant/émulsifiant a-t-il été utilisé si le produit chimique était faiblement soluble ou instable?
7,22&ndash;7,84
La température de l'eau du test se situait&shy;elle dans la plage habituelle pour l'environnement canadien (5 à 27 °C)?
22&ndash;23
Le contenu lipidique (ou FBA/FBC lipidiquement normalisé) a-t-il été signalé?
Les concentrations mesurées d'un produit chimique dans l'eau du test étaient-elles inférieures à la solubilité dans l'eau du produit chimique?
Si une substance d'essai radio-marquée a été utilisée, la détermination du FBC était&shy;elle basée sur le composé d'origine (c'est-à-dire, pas sur la totalité des résidus radio-marqués)?
Critères d'évaluation (FBA, FBC) et valeurs
FBA et FBC définis comme : 1) le ratio de concentration chimique dans l'organisme et dans l'eau, ou 2) le ratio de l'assimilation chimique et les constantes du taux d'élimination
Le FBA/FBC était-il issu d'un 1) échantillon de tissu ou 2) organisme entier?
Le FBA/FBC 1) moyen ou 2) maximum a&shy;t-il été utilisé?
La présente procédure est basée sur des conditions semi-statiques (renouvellement des solutions du test tous les deux jours). Par conséquent, les produits chimiques d'essai ayant une très faible solubilité dans l'eau peuvent aussi être caractérisés par leur potentiel de bioconcentration, sans ajouter de solvants ou d'autres substances auxiliaires qui pourraient affecter les résultats.
Formulaire pour sommaire de rigueur d'étude : Ti aquatique
Référence : Sandoz. 1975. Toxicité aiguë du poisson (truite arc-en-ciel) 48 heures
Truite arc-en-ciel 12
Le type de système et sa conception (statique, semi&shy;statique, flux continu, scellé ou ouvert, etc.) correspondent-ils aux propriétés de la substance et à la nature/aux habitudes de l'organisme?
CL50 à 48 heures &gt; 700 mg/L
Référence : Safepharm Laboratories Ltd. 1990. Acute toxicity to rainbow trout. Numéro de projet 47/781
De trois à dix
0,70 g poids du corps/L
s.o. depuis le test aigu
Deux pour l'étude définitive
Pas de pH donné
La solubilité de l'eau pour cette substance était de 0,07.
CL50 à 96 heures &gt; 100 mg/L
Annexe II &ndash; Table de résumé des données du modèle BTP
Données du modèle pour le Disperse Red 179 (no CAS 16586-42-8)
Devenir physique et chimique
Profil PBT
Paramètres d'entrée du modèle
Suite EPI
(tous les modèles, incluant AOPWIN, KOCWIN, BCFWIN, BIOWIN et ECOSAR)
Traitement AS (2)
Traitement simple (3)
(les données requises sont différentes selon le modèle)
Modèle FBC/FBAArnot-
Gobas POP canadiens
(incluant CATABOL, modèle de facteurs atténuants FCB, modèle de toxicité OASIS)
Système expert (AIES)/
N(=O)(=O)c(ccc
(nc(N=Nc(c(cc
(N(CCC(#N))
CC)c1)C)c1)
s2)c23)c3
394,45 (1, 2, 3)
Point de fusion (°C) :
Point de fusion de l'analogue CAS n° 68133&shy;69&shy;7 (Yen et al., 1989)
Point d'ébullition (°C) :
Données de température (°C)
4,53 × 10-7 B (1, 3)
(pression de vapeur du Disperse Blue 79, Clariant, 1996)
La constante de la loi de Henry est la plus haute valeur en données déduites à partir d'analogues utilisée pour représenter le pire scénario (Baughman et Perenich, 1988, comme cité dans l'ébauche SAR)
Log Kae
(coefficient de partage air-eau; sans dimension)
(coefficient de partage octanol-eau; sans dimension)
(valeurs modélisées à l'aide de la « Méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de KOWWIN (2000), qui estimait le log Koe des substances d'après la valeur expérimentale du log Koe de 4,08 pour le no CAS analogue 68133-69-7 (Sijm et al., 1999))
La même que EPIWEB
123 027 (2, 3)
(coefficient de partage carbone organique-eau : L/kg)
(valeur modélisée utilisant la « méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de WATERNT [2002], lequel estimait la solubilité dans l'eau des substances basée sur les valeurs de solubilité de l'eau de l'analogue no CAS 68133-69-7. La solubilité dans l'eau de l'analogue [0,048 555 mg/L] est une moyenne géométrique des valeurs de solubilité expérimentales no CAS 68133&shy;69-7 [Sijm et al., 1999])
0,02 (1, 3)
Coefficient de partage sol-eau (L/kg) 1
Coefficient de partage sédiment-eau (L/kg) 1
Coefficient de partage particules suspendues-eau (L/kg) 1
12365 (2)
Coefficient de partage poisson-eau (L/kg) 2
Coefficient de partage aérosol-eau; sans dimension 3
Coefficient de partage végétation-eau; sans dimension 3
Demi-vie dans la végétation (jours) 4
Constante du taux métabolique (1/jour)
Constante du taux de biodégradation (1/jour) ou (1/heure) - précisez
0,032 (2, 1/jour)
0,77 (3, 1/heure)
Demi-vie de biodégradation en clarificateur primaire (t½-p) (heure)
217 heures (1)
Demi-vie de biodégradation en réacteur d'aération (t½-s) (heure)
21,7 heures (1)
Demi-vie de biodégradation en bac de décantation (t½-s) (heure)
1 Dérivé de log Kco
2 Dérivé des données FBC
4 Dérivé d'une demi-vie dans l'eau
Données du modèle pour le Disperse Red 179 (no CAS 25176-89-0)
FBC/FBA Arnot-
POP canadiens
(incluant CATABOL, modèle de facteurs atténuants FCB, modèle de toxicité OASIS) (CPOPS, 2008)
c12N=C(N=Nc3ccc
(N(CC)CCC(#N))
cc3)Sc1cc(Cl)c
(Cl)c2
404,32 (1, 2, 3)
Point de fusion pour CAS# 25176-89-0 (Peters et al. 1992)
4.53x10-7 B (1, 3)
(pression de vapeur pour le Disperse blue 79, Clariant 1996)
La valeur la plus élevée de lecture a été utilisée afin de présenter le pire scénario (Baughman and Perenich, 1988, tel que cité dans le SAR)
(valeur modélisée utilisant la « méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de KOWWIN (2000), qui estimait le log Koe des substances basé sur la valeur log Koe expérimentale à 4,08 pour l'analogue no CAS 68133-69-7 (Sijm et al., 1999])
102329 (2, 3)
0,004208
(valeur modélisée utilisant la « méthode expérimentale d'ajustement des valeurs » de WATERNT [2002], lequel estimait la solubilité dans l'eau des substances basée sur les valeurs de solubilité de l'eau de l'analogue no CAS 68133&shy;69&shy;7. La solubilité dans l'eau de l'analogue [0,048 555 mg/L] est une moyenne géométrique des valeurs de solubilité expérimentales no CAS 68133-69-7 [Sijm et al., 1999])
0,007 (1, 3)
Coefficient de partage sédiment-eau (L/kg)1
Coefficient de partage particules suspendues-eau (L/kg)1
42247 (2)
Coefficient de partage aérosol-eau; sans dimension3
Coefficient de partage végétation-eau; sans dimension3
0.48 (2, 1/jour)
0.020 (3, 1/heure)
347 heures (1)
34,7 heures (1)