Source: http://www.ec.gc.ca/ese-ees/default.asp?lang=Fr&xml=185D1ED9-45DD-1AEA-D4E5-0EE532CFD19D
Timestamp: 2016-08-25 14:56:55+00:00
Document Index: 284147892

Matched Legal Cases: ["l'article 74", "l'article 71", "l'article 64", "l'article 64", "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 96-29-7
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 butanone-oxime, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 96-29-7. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure des substances dans le cadre du Défi. Le butanone-oxime a été jugé hautement prioritaire, car il a été reconnu comme une substance présentant le plus fort risque d'exposition pour les particuliers au Canada et a été classé par la Commission européenne en fonction de sa cancérogénicité. Le butanone-oxime répondait au critère environnemental de la catégorisation relatif à la persistance, mais non aux critères liés au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation sur le butanone-oxime est donc principalement axée sur les risques pour la santé humaine.
Le butanone-oxime est largement utilisé comme agent antipeau dans la préparation des peintures alkydes, des vernis, des teintures et des revêtements destinés à l'utilisation par l'industrie et les consommateurs. Au Canada, cette substance est contenue dans plusieurs pesticides, notamment dans les produits de préservation du bois et les peintures marines antisalissures ainsi que dans certains adhésifs, agents d'étanchéité à base de silicone et encres d'imprimerie. De plus, le butanone-oxime est utilisé comme inhibiteur de corrosion dans les chaudières industrielles et les systèmes de traitement de l'eau et comme agent de blocage dans le processus de fabrication des polymères d'uréthane.
Selon les renseignements obtenus en application de l'article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n'a fabriqué de butanone-oxime au cours de l'année civile 2006. Toutefois, environ 500 000 kg de cette substance ont été importés en 2006 et près de 120 000 kg ont été utilisés au cours de l'année visée. Il existe peu de données sur le rejet et le devenir du butanone-oxime dans les milieux naturels au Canada ou ailleurs. Il n'est pas présent naturellement dans l&rsquo;environnement et ses rejets dans l'environnement devraient donc provenir directement des activités anthropiques. Étant donné la quantité de butanone-oxime commercialisée au Canada et son utilisation dans divers produits de consommation, l'exposition de la population générale à cette substance devrait être modérée.
Comme le butanone-oxime a été classé par la Commission européenne en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette capacité de la substance. Dans le cadre d'une étude longitudinale menée chez les rats et les souris, on a observé une augmentation de l'incidence des tumeurs hépatiques ainsi qu'une augmentation de l'incidence des tumeurs des glandes mammaires chez les rats femelles; toutefois, celles-ci n'ont été observées qu'à une exposition à des concentrations moyennes à élevées. Compte tenu des renseignements disponibles sur la génotoxicité, il est peu probable que le butanome-oxime soit génotoxique. Par conséquent, même si le mode d&rsquo;induction tumoral n&rsquo;est pas complètement élucidé, on ne considère pas qu&rsquo;une interaction directe avec le matériel génétique ait provoqué les tumeurs observées. Une approche fondée sur le seuil d&rsquo;innocuité est donc utilisée pour évaluer les risques concernant la santé humaine.
Des effets non néoplasiques ont été observés dans les fosses nasales des rats et des souris à partir d&rsquo;études sur l'exposition (de courte durée à chronique) au butanone-oxime par inhalation. De plus, des effets hématologiques chez les rats et les lapins ainsi que des effets sur le foie, la rate et les reins des rats ont été notés à la suite d'une exposition orale dans le cadre d'études à doses répétées. D'après la comparaison de l'exposition estimative au butanone-oxime au Canada et de la concentration associée à un effet critique pour les effets autres que le cancer, et compte tenu des incertitudes inhérentes aux bases de données sur l'exposition et les effets, on considère que les marges d&rsquo;exposition, notamment l'exposition des consommateurs aux produits contenant la substance, pourraient ne pas être suffisamment protectrices de la santé humaine.
Compte tenu du manque de fiabilité possible des marges entre l'exposition estimée au butanone-oxime et les concentrations associées à un effet critique, il est proposé de le considérer comme une substance qui peut pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.
D'après le danger écologique que présentent le butanone-oxime et ses rejets estimés, il est proposé de conclure que cette substance ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ni à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. Le butanone-oxime répond aux critères de la persistance, mais non aux critères du potentiel de bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.
D'après les renseignements disponibles, il est proposé de conclure que le butanone-oxime répond à au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).
Cette substance s&rsquo;inscrira 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) impose aux ministres de l'Environnement et de la Santé de procéder 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 de cette évaluation, les ministres peuvent proposer de ne rien faire à l'égard de la substance, de l'inscrire sur la Liste des substances d'intérêt prioritaire 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.
Même s'il a été jugé hautement prioritaire d'évaluer les risques que présente le butanone-oxime pour la santé humaine et que cette substance répond aux critères environnementaux de la catégorisation pour la persistance, la substance ne répond pas aux critères définissant le potentiel de bioaccumulation ou la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation est axée principalement sur les renseignements utiles à l'évaluation des risques pour la santé humaine.
Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de « toxicité » des substances chimiques au sens de l'article 64 de la Loi :
64. [&hellip;] est toxique toute substance qui pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à :
Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.
La présente 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 pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance ont été trouvées dans des publications originales, des rapports de synthèse et d'évaluation, des rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en novembre 2008 (pour les sections concernant la santé humaine) et jusqu&rsquo;en mai 2009 (pour les sections ayant trait à l&rsquo;environnement). 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. L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (fondée principalement sur les évaluations effectuées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart entre les valeurs prudentes donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. La présente ébauche d'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels pour appuyer la conclusion proposée.
La présente 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. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment Mme Joan Strawson (TERA), M. Micheal Jayjock, Ph. D. (The LifeLine Group) et M. Glenn Talaska, Ph. D (Université de Cincinnati). Bien 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.
Le butanone-oxime est appelé méthyléthylcétoxime (MECO). Cependant, aux fins du présent rapport, la substance est appelée butanone-oxime selon le nom utilisé dans l'Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes. Les renseignements relatifs à l&rsquo;identité de cette substance sont résumés au tableau 1.
Tableau 1. Identité de la substance &ndash; butanone-oxime
Noms relevés dans les
Butanone-oxime (EINECS)
Butanone oxime (PICCS)
2-Butanone-oxime (AICS, ASIA-PAC, PICCS, SWISS, TSCA)
Aron M 1; 2-Butoxime; Ethyl methyl ketone oxime; Ethyl methyl ketoxime; Exkin 2; Exkin II; Hiaron M 1; MEK-oxime; MEKO; Mekor 70; NSC 442; NSC 65465; Troykyd AntiSkin B.
Cétoximes (chaîne courte)
N(O)=C(CC)C
Abréviations : AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des produits et substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NCI (National Chemical Inventories); no CAS (numéro de registre du Chemical Abstracts Service); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SMILES (simplified molecular input line entry specification); SWISS (Liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse); TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances
Control Act des États-Unis).
Le tableau 2 présente les données physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) du butanone-oxime qui se rapportent à son devenir dans l'environnement. Lorsque les données expérimentales n'étaient pas disponibles, la propriété a été estimée à l'aide de modèles, comme l'indique le tableau 2. Bien que le butanone-oxime soit un acide faible et qu'il se dissociera, cela ne survient qu'à un pH très élevé (&gt; 12). Par conséquent, cette substance se trouve sous une forme neutre à des valeurs de pH pertinentes du point de vue de l'environnement (6 à 9) et la forme neutre du butanone&shy;oxime a été utilisée pour l'estimation à l&rsquo;aide des modèles.
Lide, 2005
152,52,3
(~ 3,5 hPa)
(4,4 hPa)
(1,06 mm Hg)
Kurita, 1967
HENRYWIN, 2008
KOCWIN, 2008
EQC, 2003
KOAWIN, 2008
Verschueren, 1977
King et Marion, 1944
1 Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales signalées par les auteurs ou estimées à l&rsquo;aide des modèles.
3 La décomposition se produit à des températures supérieures à 100 °C (ECB, 2000)
Alors que deux isomères géométriques sont possibles pour le butanone-oxime, l'isomère trans prédomine (&gt; 99 %) (OCDE, 2000).
Le butanone-oxime est une substance anthropique et elle est considérée être une substance chimique produite en grande quantité dans les pays de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE, 2004) ainsi que par l&rsquo;Environment Protection Agency des États-Unis (US EPA, 2006) et la Commission européenne (ESIS 2006). La production mondiale de butanone-oxime est estimée être entre 10 000 et 20 000 tonnes par année (OCDE, 2003). Selon les renseignements fournis en application de l'article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n'a fabriqué de butanone-oxime au cours de l'année civile 2006. Pourtant, les importations de cette substance au Canada en une quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg se sont chiffrées à environ 500 000 kg durant cette même année (Environnement Canada, 2009a).
Le butanone-oxime est largement utilisé comme agent antipeau dans la préparation des peintures alkydes, des apprêts, des vernis et des teintures destinés à empêcher le séchage par oxydation et la formation de pellicules dures et gélatineuses sur la préparation de peinture à l'intérieur du contenant. Selon l'information présentée en application de l'article 71 de la LCPE (1999), le Canada a, en 2006, utilisé près de 120 000 kg de butanone-oxime comparativement à un seuil de déclaration de 1 000 kg (Environnement Canada, 2009a). La majorité de ces utilisations étaient pour la fabrication de préparations de peinture alkyde à des fins d'applications industrielles et de consommation. Selon l'information disponible, la concentration de butanone-oxime dans les préparations de peinture alkyde au Canada est inférieure à 1 % en poids (p/p), où une gamme de concentrations courantes varie de 0,02 à 0,5 % p/p (communication personnelle du groupe de travail de l&rsquo;Association canadienne de l&rsquo;industrie de la peinture et du revêtement adressée à Environnement Canada, 2009; source non citée dans les références). Selon les renseignements fournis en réponse à l'avis publié conformément à l&rsquo;article 71, le butanone-oxime est également présent dans les colorants ou les pigments utilisés dans les peintures alkydes ou les encres d'impression à des concentrations respectives de 0,1 % et 0,2 % p/p (Environnement Canada, 2009a).
Cette substance est également présente dans plusieurs pesticides, notamment dans les produits de préservation du bois et les peintures marines antisalissures qui sont utilisés au Canada (communication personnelle de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressée au Bureau de gestion des risques de Santé Canada, 2009; source non citée dans les références). De plus, cette substance est un composant mineur de certains scellants et adhésifs fabriqués au Canada, et dans une moindre mesure, de certains bouche-pores et peintures et matériaux d'impression pour les artistes (Environnement Canada, 2009a).
Le butanone-oxime est également utilisé comme inhibiteur de corrosion dans les chaudières industrielles (Rumpf, 1993) et les systèmes de traitement de l'eau (Newton et al., 2001; Derelanko et al., 2003) et comme agent de blocage dans le processus de fabrication des polymères d'uréthane (Subramani et al., 2004). Selon les renseignements transmis en application de l'article 71 de la LCPE (1999), le butanone-oxime est utilisé en tant qu'inhibiteur de corrosion et agent de blocage dans la fabrication de polymères d'uréthane au Canada (Environnement Canada, 2009a).
Aucune utilisation actuelle du butanone-oxime dans les cosmétiques n'a été déclarée pour le Canada. Sur le plan international, l'utilisation de butanone-oxime dans les cosmétiques est interdite au Danemark (Ministère danois de l'environnement, 2004) et dans le Royaume-Uni (Secrétariat d'état britannique, 2008) conformément à une modification de la Directive 76/768/CEE de la Commission européenne (Commission européenne, 2004). Le butanone-oxime est retrouvé dans certaines encres d'impression utilisées dans la fabrication de matières constituant l'emballage alimentaire, mais il n'entre pas directement en contact avec les aliments.
Selon les renseignements présentés en application de l'article 71 de la LCPE (1999), aucune entreprise au Canada n'a fabriqué de butanone-oxime au cours de l'année civile 2006. De plus, aucun rejet industriel important de cette substance n'a été déclaré dans les renseignements obtenus en vertu de l'article 71 durant cette même année civile (Environnement Canada, 2009a). L'Association canadienne des fabricants de produits chimiques (ACFPC, 2009) a indiqué un rejet de 356 kg de butanone-oxime dans l'environnement en 2007. La consignation des rejets industriels de cette substance dans l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP, 2007) n'est pas obligatoire. Le total des rejets industriels devrait être faible, et les rejets les plus importants devraient être observés à l'étape de l'utilisation par les consommateurs.
D'après les propriétés physiques et chimiques du butanone-oxime (tableau 2), les résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (tableau 3) semblent indiquer que cette substance demeurera principalement dans le milieu où elle est rejetée.
Tableau 3. Résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (EQC, 2003) du butanone-oxime
Substance rejetée (à 100 %)
Fraction de la substance se répartissant dans
chaque milieu (%)
Le butanone-oxime est considéré être un composé non ionisant en raison de la valeur élevée de sa constante de dissociation (pKa &gt; 12); donc, cette substance se trouve sous sa forme neutre aux pH enregistrés dans l'environnement (6 à 9).
Le tableau 4a présente les données empiriques de biodégradation et d'hydrolyse pour le butanone-oxime dans l&rsquo;eau. Cette substance peut s'hydrolyser en fonction du pH. À 20 C, l'hydrolyse du butanone-oxime est instable au pH 4, alors qu'aucune hydrolyse ne se produit à pH 9. À pH 7, 14 % de la substance était hydrolysée après quatre jours (Environment Canada, 2009b). Par conséquent, à des conditions environnementales neutres à acides, l'hydrolyse peut être une voie de dégradation importante pour cette substance. Les produits de l'hydrolyse sont le 2-butanone (no CAS 78-93-3) et l'hydroxylamine (no CAS 7803-49-8) (ECB, 2000). L'étude de la biodégradation intrinsèque (MITI, 1992) suggère que cette substance subit une dégradation primaire relativement rapide, mais que la dégradation ultime est plus lente (tableau 4a).
Effet de la dégradation
Biodégradation aérobie1
Biodégradation intrinsèque en 28 jours
(4 jours, pH 7, 20 °C)
Environnement Canada, 2009b
1 Ligne directrice no 302C de l'OCDE pour les essais, biodégradabilité dite intrinsèque : Essai MITI modifié (II).
En raison du peu de données sur la dégradation du butanone-oxime, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a aussi été utilisée avec les modèles de la dégradation indiqués dans le tableau 4b ci-dessous.
AOPWIN, 2008
t½ = 7,21 jours1
HYDROWIN, 2008
BIOWIN, 2008
« semaines »
« jours-semaines »
(biodégradation ultime)
« Se biodégrade rapidement »
CATABOL, ©2000-2008
% DBO = 12,6
Abréviations : DBO, demande biochimique en oxygène; MITI, Ministry of International Trade & Industry du Japon; s.o., sans objet; t½, demi-vie.
1 En supposant une journée de 12 heures; 1,5 × 106 radicaux hydroxyles/cm3
2 Le modèle ne précise pas d'estimation pour ce type de structure.
3 Le résultat s'exprime par une valeur numérique.
Les modèles de biodégradation aérobie (sous-modèles BIOWIN 3, 4, 5 et 6) suggèrent que le butanone-oxime se dégrade rapidement. Les résultats des sous-modèles de probabilité BIOWIN 5 et 6 sont supérieurs à 0,3, le seuil suggéré par Aronson et al. (2006) pour définir les substances comme ayant une demi-vie inférieure à 60 jours (selon les modèles de probabilité du MITI). Bien que les deux modèles de dégradation ultime, TOPKAT et CATABOL, prédisent que la substance peut ne pas se biodégrader rapidement dans l'eau, les données expérimentales (dans le tableau 4a) étayées par les données issues des modèles de biodégradation aérobie (sous-modèles BIOWIN 3, 4, 5 et 6) sont jugées assez fiables pour prédire qu'il y a une biodégradation primaire importante avec une demi-vie inférieure bien en-dessous de 182 jours.
Alors que le butanone-oxime devrait se déposer dans une faible mesure dans les sédiments (voir le tableau 3 ci-dessus), les valeurs modélisées du temps de biodégradation (de l&rsquo;ordre de plusieurs semaines) à l'aide de BIOWIN (2008), de même que le potentiel d'hydrolyse, suggèrent que la demi-vie de dégradation primaire dans l'eau est probablement inférieure à 90 jours. Par conséquent, la demi-vie de dégradation des sédiments, laquelle est extrapolée à l'aide des facteurs de Boethling
(t½ eau : t½ sédiments = 1:4) (Boethling et al., 1995) est inférieure à 365 jours.
D'après les données empiriques et modélisées (voir les tableaux 4a et 4b ci-dessus), le butanone-oxime répond au critère de la persistance dans l'air (demi-vie dans l'air ³ 2 jours), mais ne répond pas aux critères pour l'eau, le sol ou les sédiments (demi-vie dans le sol et dans l'eau &ge; 182 jours et demi-vie dans les sédiments &ge; 365 jours) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
De plus, le modèle TaPL3 a été utilisé pour estimer une distance de transport caractéristique de 1 376 km, définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. Beyer et al. (2000) ont proposé de considérer le potentiel de transport à grande distance comme étant élevé si la distance de transport caractéristique est supérieure à 2 000 km, moyen si elle est de 700 à 2 000 km et faible si elle est inférieure à 700 km. Selon le résultat modélisé, cette substance devrait avoir un potentiel moyen de transport à grande distance.
Les valeurs expérimentales du log Koe du butanone-oxime (voir le tableau 2 ci-dessus) suggèrent que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote. Les facteurs de bioconcentration (FBC) obtenus expérimentalement de 0,5 à 5,8 chez la carpe (Cyprinus carpio) et le medaka (Oryzias latipes) (MITI, 1992; ECB, 2000) démontrent que le butanone-oxime n'est pas bioaccumulable. Cette conclusion est appuyée par les valeurs modélisées du FBC et du facteur de bioaccumulation (FBA) (tableau 5) sans le métabolisme, lesquelles ont été utilisées dans la méthode du poids de la preuve (Environnement Canada, 2007) pour l'évaluation du potentiel de bioaccumulation de cette substance.
Tableau 5. FBA et FBC prévus pour le butanone&shy;oxime chez les poissons sans le métabolisme
BCFBAF, 2008 (modèle Gobas du FBA pour le niveau trophique intermédiaire)
BCFBAF, 2008 (modèle Gobas du FBC pour le niveau trophique intermédiaire)
BCFBAF, 2008
CPOPs, 2008
1 La très faible valeur de 3,16 assignée au FBC constitue une valeur par défaut recommandée par le modèle BCFBAF pour les substances dont le log Koe est inférieur à 1; ce résultat n'est donc pas une valeur de FBC issue du modèle qui a été calculée expressément pour le butanone-oxime.
De plus, les valeurs du log Koe pour les produits d'hydrolyse du 2-butanone et de l'hydroxylamine sont très faibles (ECB, 2000; OCDE, 2008), indiquant que ces substances chimiques sont peu bioaccumulables.
D'après les valeurs empiriques et celles obtenues par modélisation cinétique, le butanone&shy;oxime ne répond pas aux critères de la bioaccumulation (FBA ou FBC &ge; 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
La démarche suivie dans cette évaluation consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.
Comme il a été décrit précédemment, le butanone-oxime est persistant dans l'air, mais il ne l'est pas dans l'eau, le sol ou les sédiments. Il devrait également présenter un faible potentiel de bioaccumulation. Les données expérimentales sur les effets écologiques les plus sensibles pour plusieurs espèces, de même que les données modélisées, sont résumées dans le tableau 6. Des sommaires de rigueur d'étude n'ont pas été préparés pour les études empiriques, car celles-ci n'étaient pas disponibles. Cependant, la valeur la plus faible de toutes les données sur l'écotoxicité recueillies a été utilisée en tant qu'estimation prudente de la valeur critique de toxicité (VCT). Les données modélisées appuient généralement les résultats empiriques.
Poisson (Pimephales promelas)
96 h CL50
Brooke et al., 1984
14 j CL50
14 j CSEO
CHRIP, ©2002
Invertébré(Daphnia magna)
48 h CE50
21 j CE50 (reproduction)
(Pseudo-kircheneriella subcapitata)1
72 h CE50 (zone sous la courbe de croissance)
Microbe3
5 min CE50
Curtis et al., 1982
ECOSAR, 20084
ECOSAR, 2008
AIEPS, 2003-2007
Invertébré (Daphnia)
96 h CE50
Algue (Pseudo-kirchneriella subcapitata)
72 h CE50
Les données sur la toxicité indiquent que le butanone-oxime présente un potentiel modéré d'être toxique pour les algues et un potentiel faible pour la majorité des autres organismes aquatiques. De plus, en tenant compte de la toxicité des produits d'hydrolyse (2-butanone et hydroxylamine), de même que du faible taux d'hydrolyse (14 % en 4 jours) dans les conditions environnementales, le risque découlant des produits d'hydrolyse du butanone&shy;oxime ne devrait pas être significativement supérieur à celui du composé (ECB, 2000; OCDE, 2008). Aucune donnée sur la toxicité n'a été trouvée pour les organismes dans le sol ou les sédiments.
Le grand volume d'importation de butanone-oxime au Canada ainsi que les renseignements sur les utilisations de cette substance indiquent une possibilité de rejet généralisé dans l'environnement au Canada. S'il est rejeté dans l'eau, le butanone-oxime devrait y rester en grande partie (&gt; 99 %, voir le tableau 3). Dans la présente évaluation préalable, des scénarios d'exposition du milieu aquatique propres au site ont été élaborés en vue d'estimer les rejets des exploitations industrielles dans le milieu aquatique ainsi que les concentrations de ces rejets dans le milieu aquatique.
Deux sites (usines de traitement des eaux usées) ont été identifiés comme ayant les rejets les plus importants de butanone-oxime, tel qu'établis à partir des renseignements obtenus dans le cadre de l'enquête menée en vertu de l'article 71 (Environnement Canada, 2009a). Chaque site comprend des rejets d'un certain nombre d'utilisateurs industriels de butanone-oxime. Un site rejette ses eaux usées dans un important milieu récepteur, alors que l'autre les rejette dans un milieu récepteur plus petit. Les concentrations environnementales estimées (CEE) pour les deux sites étaient calculées en fonction de la quantité de butanone-oxime utilisée par toutes installations desservies par chacune des usines de traitement des eaux usées, la fraction estimée du rejet vers l'usine de traitement des eaux usées, le taux d'élimination et le débit de l'effluent de cette usine ainsi que la capacité de dilution du milieu récepteur. La valeur clé dans l'estimation de la CEE est la fraction de la substance rejetée vers l'usine de traitement des eaux usées. Une fraction de 0,3 %, provenant du nettoyage des conteneurs semi-vrac ou des boîtes de manutention utilisés pour le transport de la substance, est présumée par défaut (Great Western Containers, 2005).
La CEE la plus élevée calculée des deux sites était de 0,010 mg/L.
Une concentration estimée sans effet (CESE) a été déterminée à partir de la valeur de toxicité chronique des algues de 6,1 mg/L pour la Pseudokircheneriella
subcapitata (anciennement Selenastrum capricornutum; voir le tableau 6). Pour ce faire, on a divisé cette valeur par un facteur d'évaluation de 100 afin de tenir compte des incertitudes liées à la variabilité interspécifique et intraspécifique de la sensibilité et de l'extrapolation d'une CE50 obtenue en laboratoire à une valeur sans effet sur le terrain. La CESE ainsi obtenue était de 0,06 mg/L. Le quotient de risque dérivé le plus élevé, calculé comme étant le rapport de la CEE sur la CESE était de 0,17, ce qui indique que la substance ne devrait pas être nocive pour les organismes aquatiques.
Il est donc peu probable que le butanone-oxime cause des effets écologiques nocifs au Canada. Étant donné le faible taux d&rsquo;hydrolyse du butanone-oxime, les produits d'hydrolyse ne devraient pas représenter non plus une menace.
Il importe de souligner que cette conclusion a été formulée malgré les hypothèses prudentes qui ont été émises en réponse aux incertitudes découlant de la présente évaluation. Une incertitude clé est liée au manque de données empiriques sur les concentrations environnementales au Canada, auquel on a remédié en prédisant des concentrations réalistes pour la pire éventualité dans l'eau à l'aide d'un modèle d'exposition industrielle. Il y a aussi une incertitude associée à la CESE utilisée dans le calcul du quotient de risque puisque les détails de l'étude n'étaient pas disponibles. Cependant, la VCT est jugée prudente puisque la valeur empirique la plus faible a été utilisée, laquelle est au moins un ordre de grandeur inférieur à la deuxième VCT la plus faible. De plus, un facteur d'évaluation de 100 a été appliqué à la VCT afin d'obtenir la CESE.
De plus, en ce qui concerne l'écotoxicité, le comportement de répartition prévu de cette substance chimique montre que les données disponibles sur les effets ne permettent pas d'évaluer comme il se doit l'importance du sol et des sédiments comme milieu d'exposition. Toutefois, les expositions à proximité de sources ponctuelles devraient être les plus élevées dans le milieu aquatique et les organismes aquatiques devraient être parmi les plus sensibles à cette substance.
Des incertitudes existent également au sujet de la conclusion relative à la persistance. Très peu de données empiriques étaient disponibles, et certains modèles étaient contradictoires. Ces données ont servi à estimer la demi-vie approximative pour l'eau, le sol et les sédiments. Cependant, selon les données disponibles, y compris les données empiriques et modélisées, cette substance ne répond pas aux critères de la persistance pour l'eau, le sol ou les sédiments.
Aucune concentration mesurée de butanone-oxime dans les milieux naturels n'a été recensée au Canada ou ailleurs. En raison de sa pression de vapeur élevée et de sa demi&shy;vie dans l'air, le butanone-oxime devrait être présent principalement sous forme de vapeur et persister dans l'air ambiant. Toutefois, étant donné qu'aucun rejet industriel important de butanone-oxime n'a été signalé en 2006, la concentration de butanone&shy;oxime dans l'air ambiant devrait être faible. Les estimations modélisées fondées sur les renseignements actuels prédisent également que la concentration de butanone&shy;oxime dans l'air est faible, soit environ 1,79 ng/m3 (ChemCAN, 2003). De la même façon, les concentrations prévues pour l'eau et le sol sont très faibles (0,550 ng/L et 7,08 × 10-4 ng/g, respectivement).
En ce qui concerne les produits de consommation, le butanone-oxime est largement utilisé dans les peintures alkydes, les teintures, les vernis et les revêtements selon les renseignements présentés en application de l'article 71 de la LCPE (1999). Le butanone&shy;oxime est également présent dans quelques scellants, adhésifs et bouche-pores qui sont principalement utilisés par l'industrie, mais qui peuvent également être accessibles à la population générale pour l'entretien de la maison et les applications destinées aux bricoleurs.
Selon une étude américaine récente de l'exposition des consommateurs au butanone&shy;oxime (Chang, 1998), la concentration maximale de butanone-oxime présente dans l'air intérieur est de 18 mg/m3 et elle est fondée sur l'utilisation de peinture alkyde contenant 0,293 % p/p de butanone-oxime, la plus grande quantité de cette substance présente dans les produits mis à l'essai. Cependant, cette étude n'a pas servi à calculer des estimations de l'exposition. En effet, le contenu en butanone-oxime des peintures alkydes utilisées au Canada pourrait être supérieur, soit jusqu'à 1 % (communication personnelle du groupe de travail de l&rsquo;Association canadienne de l&rsquo;industrie de la peinture et du revêtement adressée à Environnement Canada, 2009; source non citée dans les références), et le scénario de peinture utilisé pour cette étude était très spécifique.
Les estimations de l'exposition ont donc été calculées à l'aide de la version 4.1 du logiciel ConsExpo (ConsExpo, 2007). Les renseignements clés sont présentés dans le tableau 7. Les hypothèses utilisées pour la modélisation à l'aide de la version 4.1 de ConsExpo pour chaque scénario touchant un produit de consommation sont présentées de façon détaillée à l'annexe 1, où les estimations de l'exposition à l'extérieur et à l'intérieur pendant l'utilisation de ces produits sont présentées. Étant donné la prévalence des préparations de peinture alkyde contenant du butanone-oxime et de leur utilisation répandue par les consommateurs, il a été déterminé que les peintures alkydes contribuent principalement aux estimations globales de l'exposition pour la population générale, l'inhalation constituant la principale voie d&rsquo;exposition. Aucune donnée sur l'absorption n'a été relevée pour le butanone-oxime à la suite de l'exposition par inhalation. Cependant, les taux d'absorption cutanée variant entre 13 et 29 %, obtenus lors d'une étude réalisée avec des rats, ont été déclarés (Burka et al, 1998). Par conséquent, les estimations de la dose interne ont été calculées en utilisant une absorption de 100 % pour l'exposition par inhalation et une absorption de 29 % pour l'exposition cutanée aux fins de la modélisation à l'aide de la version 4.1 de ConsExpo.
Tableau 7. Sommaire des expositions estimées par inhalation et par voie cutanée au butanone-oxime pendant l&rsquo;utilisation de produits de consommation (Les hypothèses utilisées pour calculer les estimations de l'exposition sont présentées de façon détaillée à l'annexe 1.)
de butanone-oxime (%)
externe totale intégrée (mg/kg p.c.)
(peinture à forte teneur en solvants)
(joint d'étanchéité)
0,006 54
Abréviation : kg p.c., kg de poids corporel.
Les estimations de l'exposition calculées à l'aide de la version 3.2 du Wall Paint Exposure Assessment Model (modèle d'évaluation de l&rsquo;exposition à la peinture pour les murs) de l'US EPA (WPEM, 2001) prévoient une concentration intérieure maximale de 227 mg/m3 pour les peintures alkydes et une exposition moyenne pendant 8 heures de 195 mg/m3.
Le butanone-oxime n'était pas mutagène dans la majorité des essais de mutation bactériologiques à l'aide de Salmonella typhimurium, mais il s'est avéré mutagène dans un essai de mutation cellulaire dans un lymphome chez une souris avant et sans activation (Allied Corporation, 1983b; Rogers-Back et al., 1988; JETOC, 1999; NTP, 1999). Des essais in vitro pour déceler une aberration chromosomique dans les cellules ovariennes et pulmonaires chez les hamsters chinois, l'échange de chromatides surs dans les cellules ovariennes chez les hamsters chinois et la synthèse imprévue d'acide désoxyribonucléique (ADN) dans les hépatocytes chez les rats ont tous démontré des réponses négatives (Allied Corporation, 1983a; IHF Inc., 1995; JETOC, 1999; NTP, 1999). Les essais in vivo relatifs aux micronoyaux étaient négatifs pour les cellules de moelle osseuse chez les rats et du sang périphérique chez les souris; les rats et les souris ont été exposés oralement (Microbiological Associates Inc., 1990; NTP, 1999). Dans un essai in vivo chez les rats exposés par inhalation, le butanone-oxime était négatif pour les adduits à l'ADN, mais positif pour les adduits à l'acide ribonucléique (ARN) dans les cellules hépatiques chez les rats (Honeywell International Inc., 2000).
Aucun mode d'action pleinement élucidé pour l'induction des tumeurs observées qui a été accepté par d'autres organismes de réglementation ou examiné à l'échelle internationale n'a été relevé. La Commission européenne (2000) a envisagé qu'un mécanisme pouvant peut-être intervenir dans l&rsquo;augmentation du nombre de tumeurs hépatiques chez les rats et les souris mâles était le métabolisme transformant le butanone-oxime en un agent cancérogène, médié par la sulfotransférase. Le sexe et la spécificité de l'organe pour la formation d'une tumeur sont corrélés à l'activité généralement supérieure de cette enzyme chez les rongeurs mâles. Völkel et al., (1999) ont démontré que l'incubation des microsomes du foie chez les souris, les rats et les humains avec du butanone-oxime a donné lieu à la formation de nitronates, mais que le taux de formation n'est pas corrélé au sexe et aux différences entre les espèces pour la réponse d'une tumeur hépatique; ils ont conclu que [Traduction] « d'autres mécanismes tumorigènes non liés à la mutagénicité du nitronate et aux dommages à l'ADN peuvent être opérationnels. » La Commission européenne (2000) n'a pas commenté quant à savoir si le mode d'action dans les tumeurs hépatiques chez les rats était dû à des mécanismes associés au seuil d'exposition. Cependant, les résultats de la génotoxicité in vitro et in vivo pour le butanone-oxime ont été principalement négatifs, incluant une étude in vivo qui a utilisé l'exposition par inhalation et qui s'est avérée négative pour les adduits à l'ADN dans les cellules hépatiques des rats. Par conséquent, selon les données disponibles, le butanone-oxime semble ne pas avoir un potentiel mutagène. Cette absence de potentiel mutagène peut également expliquer pourquoi la Commission européenne (2000) n'a pas commenté la question de savoir si le mode d'action dans les tumeurs mammaires chez les rats était dû à des mécanismes associés au seuil d'exposition.
Lors d'une étude d'exposition par inhalation au butanone-oxime chez les souris d'une durée de 1, 2 ou 4 semaines, la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans la cavité nasale a été observée chez les mâles à des concentrations de 107 et 356 mg/m3 (nombre et gravité augmentant en fonction de la concentration d'exposition) (Newton et al., 2002). Au cours d'une étude d'exposition par inhalation d'une durée de 13 semaines, la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans la cavité nasale a été observée chez les souris mâles à des concentrations de 36 à 356 mg/m3 (le nombre et la gravité augmentant en fonction de la concentration d'exposition), alors que l'augmentation du poids relatif du foie chez les rats mâles a été observée à 267 et 1 333 mg/m3 (Newton et al., 2001, 2002). La CMENO pour une exposition subchronique était de 36 mg/m3 en raison de la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans la cavité nasale des souris.
Lors d'une étude de 4 semaines chez les rats par administration orale, des changements dans les paramètres hématologiques (augmentation des réticulocytes, des plaquettes et des globules rouges) et une augmentation du poids relatif de la rate accompagnée d'anomalies histopathologiques (augmentation de la congestion, de l'hématopoïèse extramédullaire et de la présence de granules d'hémosidérine) ont été observés chez les deux sexes à des concentrations de 20 et 100 mg/kg de poids corporel par jour (p.c./j), alors que la présence de granules d'hémosidérine dans le foie a été observée chez les femelles aux mêmes doses ( Japan MHW, 1996; JETOC, 1999). Durant une étude de 13 semaines sur l'exposition des rats au butanone-oxime, cette substance a été ajoutée à leur eau. Le poids relatif du foie des mâles a augmenté à des doses de 25 à 280 mg/kg p.c./j (NTP, 1999). Lors d'une autre étude de 13 semaines chez les rats, pendant laquelle du butanone-oxime a été administré par gavage, des changements du poids du foie et de la rate, l'hémosidérose de la rate et des effets hématologiques ont été observés chez les deux sexes à des doses de 25 à 225 mg/kg p.c./j (Allied Signal Inc., 1977). La dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) pour l'exposition à court terme et subchronique par voie orale était de 20 mg/kg p.c./j d'après les changements des paramètres hématologiques, l'augmentation du poids relatif de la rate accompagnée d'anomalies histopathologiques et la présence de granules d'hémosidérine dans le foie qui ont été observés lors d'une étude de 4 semaines chez les rats.
Dans une étude de l'exposition orale chez 1 génération de rats, la DMENO concernant la toxicité pour la reproduction était de 100 mg/kg p.c./j, la dose maximale, d'après la diminution importante sur le plan statistique de l'indice de mise bas par les femelles (%)1 (Japan MHW, 1998), alors qu'aucun effet lié au traitement sur les paramètres de la reproduction n'a été observé dans une étude sur 2 générations au cours de laquelle les rats ont reçu une dose de 0 à 200 mg/kg p.c./j par gavage (Tyl et al., 1996). Dans les études sur 1 génération et sur 2 générations de rats, une DMENO parentale de 10 mg/kg p.c./j, la dose la plus faible mise à l'essai, a été établie d'après les effets histopathologiques dans la rate et le foie (et dans les reins lors de l'étude sur 1 génération).
Aucune tétragénocité n'a été observée chez les rates et les lapines enceintes ayant reçu des doses orales de butanone-oxime pendant la gestation (Springborn Laboratories, 1990a; id.,b; Mercieca et al., 1991; Derelanko et al., 2003). La DMENO par voie orale pour la toxicité ftale était de 40 mg/kg p.c./j, la dose maximale, d'après les avortements de 3 femelles adultes sur 10 de lapines enceintes ayant reçu des doses par gavage pendant la gestation (Springborn Laboratories, 1990b; Derelanko et al., 2003). La DMENO par voie orale pour la toxicité maternelle était de 10 mg/kg p.c./j, d'après les symptômes d'anémie (réticulocytes accrus et méthémoglobine) chez les lapines ayant reçu des doses par voie orale de 0 à 80 mg/kg p.c./j lors d'une étude de détermination des doses ayant des effets sur le développement (Springborn Laboratories, 1990b; Derelanko et al., 2003).
Les études mises au point pour déterminer les valeurs de la dose ou de la concentration létale médiane (DL50 ou CL50) ont également permis de déterminer les doses les plus faibles entraînant un effet d'après l'exposition ponctuelle. La CMENO pour l'exposition par inhalation était de 190 mg/m3, d'après la diminution du gain en poids corporel dans la période d'observation de 7 à 14 jours, après une exposition par inhalation de 4 heures chez les rats (Allied Corporation, 1984b). La DMENO pour l'exposition cutanée était de 180 mg/mg p.c. d'après la production de méthémoglobine et l'érythrophagocytose de la rate dans une étude de 24 heures de l'exposition cutanée des lapins (Allied Corporation, 1984a; US EPA, 1986).
Les études toxicocinétiques du butanone-oxime chez les souris et les rats ont démontré que cette substance est rapidement absorbée du tractus gastrointestinal, qu'elle subit une absorption généralisée et qu'elle est distribuée partout dans le corps, qu'elle est métabolisée en profondeur et qu'elle ne s'accumule pas dans les tissus. L'excrétion du butanone-oxime et de ses métabolites s'effectue dans l'urine et dans la bile, ou en tant que composé volatil dans l'air expiré (ICCA MEKO, 2003). Lors des études à dose unique chez les rats, des quantités significativement plus grandes de composés volatils ont été sécrétées à la suite d'une administration par voie cutanée qu'après le gavage ou l'administration par intraveineuse (NTP, 1999). Les études toxicocinétiques du butanone&shy;oxime ont démontré l'existence de deux voies métaboliques et la possibilité d'une troisième. La principale voie est l'hydrolyse du butanone-oxime en 2-butanone (éthyl méthyl cétone) et la deuxième voie est l'oxydation du butanone-oxime en butane 2&shy;nitronate par les monooxygénases microsomales, mais cela survient à de très faibles taux (ICCA MEKO, 2003). ICCA MEKO (2003) ont déclaré que [Traduction] « À l'égard des trois voies [métaboliques], il n'y avait aucune différence quantitative dans l'étendue du métabolisme du MECO [butanone-oxime] entre les rats mâles et femelles. »
La confiance dans la base de données sur la toxicité du butanone-oxime est faible à modérée, puisqu&rsquo;il existe de l'information pertinente pour corriger les effets qui peuvent être préoccupants et déterminer les paramètres critiques d'après les expositions, ponctuelle à long terme, à doses répétées par inhalation. Cependant, il y avait un manque d'études sur la toxicité pour la reproduction et le développement en fonction de l&rsquo;exposition par inhalation, un manque d'études sur la toxicité chronique et la cancérogénicité d'après l'exposition par voie orale, peu de données sur la génotoxicité in vivo et un manque d'études sur l'exposition cutanée pour plusieurs paramètres, à l'exception des expositions aiguës. En outre, aucune étude épidémiologique ou sur la toxicité clinique pour les humains n'a été recensée.
En ce qui concerne les effets autres que le cancer observés pendant une étude longitudinale chez le rat et la souris, la CMENO pour les expositions chroniques était de 53 mg/m3, d'après la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans les cavités nasales des souris et des rats, l'hypertrophie et la nécrose des cellules hépatiques des souris et les effets histopathologiques dans la rate des rats. Pour les expositions subchroniques observées lors d'une étude de 13 semaines de l'exposition par inhalation, la CMENO pour une exposition par inhalation était de 36 mg/m3, d'après la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans la cavité nasale des souris. De même, pour les expositions à court terme, la CMENO pour une exposition par inhalation était de 107 mg/m3, d'après la dégénérescence de l'épithélium olfactif de la cavité nasale des souris soumises à un régime d'exposition au butanone-oxime de 6 heures par jour, 5 jours par semaine pour 1, 2 ou 4 semaines. L'occurrence de séquelles toxicologiques après 5 expositions (total de 30 heures d'exposition) est pertinente pour l'évaluation des risques de l'exposition aiguë. Pour les expositions aiguës, une CMENO de 190 mg/m3 pour une exposition par inhalation a été calculée d'après la diminution du gain en poids chez les rats pendant une étude de 4 heures de l'exposition par inhalation. Les changements de gain en poids n'ont pas été notés pour les concentrations associées à un effet critique dans les études d'exposition par inhalation à court terme. Toutefois, une analyse du changement de la courbe dose-réponse au fil du temps (190 mg/m3 au moment de l'exposition, 107 mg/m3 après 5 jours et 36 mg/m3 après une exposition subchronique) suggère que les manques à l'égard du gain en poids surviennent dans la gamme de doses appropriée après une exposition aiguë.
La DMENO la plus faible par voie orale pour l'exposition subchronique et à court terme était de 10 mg de butanone-oxime/kg p.c./j, d'après les effets histopathologiques observés sur la rate et le foie de rats adultes pendant l'étude des effets sur la reproduction sur 1 génération et sur 2 générations de rats (et sur les reins dans l'étude sur 1 génération) (Tyl et al., 1996; Japan MHW, 1998) et d'après les symptômes d'anémie observés chez les lapins femelles adultes lors d'une étude de détermination des doses ayant des effets sur le développement (Springborn Laboratories, 1990b; Derelanko et al., 2003). Pour les expositions aiguës, une dose minimale avec effet observé par voie orale de 300 mg/kg p.c. a été calculée d'après les effets neurotoxiques transitoires chez les rats (Schulze et Derelanko, 1993) et une DMENO pour l'exposition cutanée de 180 mg/kg p.c. a été calculée d'après la production de méthémoglobine et l'érythrophagocytose de la rate dans une étude de 24 heures de l'exposition cutanée des lapins (Allied Corporation, 1984b; US EPA, 1986).
L'exposition au butanone-oxime se produit généralement durant l'utilisation de produits de consommation. D'après la modélisation de l'utilisation de ces produits à l'aide de ConsExpo, l'estimation de l'exposition des consommateurs la plus élevée découlait de l'inhalation pendant l'utilisation de peintures et revêtements alkydes, ce qui a permis de délimiter une plage de valeurs allant de 73 à 223 mg/m3. L'estimation de l'exposition moyenne de 8 heures de 195 mg/m3 pour les peintures alkydes a été calculée à l'aide du modèle dévaluation de l'exposition à la peinture pour les murs (WPEM). La comparaison de ces estimations prudentes avec les concentrations associées à un effet critique pour l'exposition aigüe (ou à court terme) par inhalation (107 à 190 mg/m³) a permis de calculer les marges d'exposition de 0,5 à 2,6.
Les expositions cutanées aiguës estimées pendant l'utilisation de peintures et revêtements alkydes ont donné lieu à des valeurs de 0,01 à 0,15 mg/kg p.c. Étant donné que ces estimations sont fondées sur un facteur d'absorption de 29 %, le même facteur d'absorption a été appliqué à la concentration associée à un effet critique de 180 mg/kg p.c. pour une exposition cutanée aiguë (puisque celle-ci était fondée sur une application externe chez les lapins), ce qui a abouti à la valeur de 52 mg/kg p.c. Donc, une comparaison de ces estimations prudentes avec la concentration associée à un effet critique aigu ajustée pour l'exposition cutanée a permis d&rsquo;obtenir des marges d'exposition variant de 350 à 5 200.
Compte tenu des incertitudes liées aux bases de données sur l'exposition et les effets, on considère que les marges d'exposition estimées pour ces scénarios concernant les produits de consommation (toutes les marges d'exposition sont fondées sur l'exposition par inhalation; les marges d'exposition inférieures, sur l'exposition cutanée) pourraient ne pas être suffisamment protectrices de la santé humaine pour les effets autres que le cancer.
L'incertitude liée à l'exposition au butanone-oxime provenant du milieu naturel et de la nourriture au Canada est grande en raison de l&rsquo;absence de données empiriques pour calculer les estimations de l'exposition. Alors qu'il est attendu que la source d'exposition la plus probable au butanone-oxime pour la population générale soit des préparations de peinture alkyde, l'incertitude est associée à l'utilisation d'hypothèses par défaut non spécifiques au Canada dans les scénarios de modélisation des expositions visant des produits de consommation. Toutefois, les concentrations de butanone-oxime présentes dans les produits retenus pour les scénarios de modélisation de l'exposition aux produits de consommation sont des renseignements spécifiques au Canada. Comme les concentrations maximales de butanone-oxime ont été choisies pour la modélisation, les estimations d'exposition calculées pendant l'utilisation de ces produits peuvent surestimer l'exposition réelle. Pour les estimations de l'exposition cutanée, un taux d'absorption de 29 % fondé sur une étude chez les rats a servi à la modélisation puisqu'il n'y avait aucune donnée disponible sur les taux d'absorption cutanée chez les humains.
D'après les renseignements contenus dans la présente ébauche d'évaluation préalable, il est proposé de considérer que le butanone-oxime ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.
Compte tenu du manque de fiabilité possible des écarts entre les expositions estimatives au butanone-oxime et les concentrations associées à un effet critique, il est proposé de considérer que le butanone-oxime comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.
Par conséquent, il est proposé de conclure que le butanone-oxime ne répond pas aux critères prévus aux paragraphes 64a) et 64b) de la LCPE (1999), mais qu'il répond au critère énoncé dans le paragraphe 64c) de la Loi. De plus, le butanone-oxime remplit les critères de la persistance, mais non ceux de la bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).
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Produit d'étanchéité à base de silicone &ndash; joint
3 Concentrations maximales obtenues [communication personnelle du groupe de travail de l&rsquo;Association canadienne de la peinture et du revêtement à Environnement Canada, 2009; source non citée dans les références].
DL50 la plus faible, par voie orale (rats) = 930 mg/kg p.c. (Biosearch Inc., 1982).
Autres DL50 par voie orale = &gt; 900 à 2 528 mg/kg p.c. dans trois études (ICCA MEKO, 2003).
CL50 la plus faible, par inhalation (rats, 4 h) = &gt; 4 800 mg/m3.
CMENO = 190 mg/m³ d'après la diminution importante observée sur le plan statistique du gain en poids corporel chez les femelles, durant la période d'observation de 7 à 14 jours après l'exposition; 5 rats par sexe par groupe ont reçu une dose de 0, 190, 1 450 ou 4 800 mg/m3. D'autres effets incluent la formation de méthémoglobine à des concentrations moyennes et élevées et la preuve d'anesthésie à une concentration élevée (Allied Corporation, 1984b).
CL50 par inhalation (rats, 2 h) = &gt; 10 500 mg/m3 (OCDE, 2003).
la plus faible, par inhalation = 107 mg/m3 (30 ppm) d'après la dégénérescence de l'épithélium olfactif dans la cavité nasale (nombre et gravité augmentant en fonction de la concentration d'exposition) chez les souris mâles CD-1 dont le corps entier a été exposé à 0, 3, 10, 30 ou 100 ppm (0, 11, 36, 107 ou 356 mg/m3), 6 h/j, 5 jours/semaine, pendant 1, 2 ou 4 semaines (10 mâles par concentration par moment désigné) (Newton et al., 2002).
DME(N)O la plus faible, par voie orale
= 20 mg/kg p.c./j, d'après les changements hématologiques observés (augmentation des réticulocytes, des plaquettes et des globules rouges) et l'augmentation du poids relatif de la rate accompagnée d'anomalies histologiques (augmentation de la congestion, de l'hématopoïèse extramédullaire et de la présence de granules d'hémosidérine) chez les deux sexes et de la présence de granules d'hémosidérine dans le foie des femelles chez les rats Crj:CD (SD) ayant reçu une dose par gavage (dans l'huile d'olive) à 0, 4, 20 ou 100 mg/kg p.c./j pendant 28 jours (Japan MHW, 1996; JETOC, 1999)
DME(N)O la plus faible, par voie orale = 25 mg/kg p.c./j d'après l'augmentation du poids relatif du foie chez les mâles observée dans une étude de 13 semaines chez les rats (NTP, 1999: rats F344/N mâles et femelles ayant reçu une dose de 0, 312, 625, 1 250, 2 500 ou 5 000 ppm dans l'eau potable pendant 13 semaines, c&rsquo;est-à-dire 0, 25, 50, 100, 175 ou 280 mg/kg p.c./j chez les mâles et 0, 30, 65, 120, 215 ou 335 mg/kg p.c./j chez les femelles) et les changements du poids du foie et de la rate, l'hémosidérose de la rate et les effets hématologiques dans une autre étude de 13 semaines avec des rats (Allied Signal Inc., 1977: rats mâles et femelles Sprague-Dawley ayant reçu une dose de 0, 25, 75 ou 225 mg/kg p.c./j par gavage; 5 jours/semaine pendant 13 semaines).
CMENO non néoplasique = 53 mg/m3 (15 ppm) d'après les effets sur la rate (congestion, pigmentation accrue dans les cellules réticuloendothéliales et hématopoïèse extramédullaire) observés pour la première fois après 12 mois et dans les cornets nasaux (dégénérescence de l'épithélium olfactif) observés après 18 mois. On a noté d'autres effets non néoplasiques, notamment un nombre accru de foyers basophiles et de vacuoles hépatiques dans le foie des mâles à 75 et 374 ppm et des femelles à 374 ppm, des testicules élargis à 75 et 374 ppm et des effets sanguins (diminution de l'hémoglobine et des globules rouges, et augmentation de la méthémoglobine, des plaquettes et des globules blancs) chez les deux sexes à 374 ppm (Newton et al., 2001).
Autres études d'exposition par inhalation : des groupes de 50 souris CD-1 par sexe ont été exposés au butanone-oxime par inhalation (corps entier) à 0, 15, 75 ou 374 ppm (0, 53, 267 ou 1 333 mg/m3) 6 h/j, 5 jours/semaine, pendant 18 mois. On a observé un nombre accru de tumeurs hépatiques chez les mâles à toutes les doses et chez les femelles à 75 et 374 ppm (mâles : carcinomes hépatiques 2/50, 2/50, 1/50 et 10/50 dans les groupes témoins et dans ceux exposés à une dose faible, moyenne et élevée, respectivement, important sur le plan statistique à 374 ppm; adénomes hépatiques 4/50, 11/50, 10/50 et 11/50, respectivement, mais dans la plage des valeurs historiques; femelles : adénomes hépatiques 0/50, 0/50, 1/50, 3/50 dans les groupes témoins et dans ceux exposés à une dose faible, moyenne et élevée, respectivement, aucun n'était important sur le plan statistique).
CMENO non néoplasique = 53 mg/m3 (15 ppm) d'après les effets sur le foie en fonction de la dose (hypertrophie et nécrose) et dans les cornets nasaux (dégénérescence de l'épithélium olfactif) observés après 12 mois et 18 mois. On a noté d'autres effets non néoplasiques, notamment des changements sanguins (une augmentation de la méthémoglobine en fonction de la dose chez les mâles, une faible diminution de l'hémoglobine à 75 et 374 ppm chez les femelles et une augmentation des plaquettes à 374 ppm chez les deux sexes) et des paramètres chimiques du sérum (diminution du chlorure et augmentation de la créatinine, de la protéine totale et de l'albumine à 374 ppm chez les mâles; une augmentation des niveaux d'enzymes hépatiques à 374 ppm chez les femelles) observés après 12 mois (Newton et al., 2001).
DMENO la plus faible concernant la toxicité pour la reproduction : 100 mg/kg p.c./j d'après une diminution importante sur le plan statistique de l'indice de mise bas par les femelles (%) ([nombre de ratons nés/nombre d'implantations] × 100) chez les rats mâles et femelles Crj: CD (Sprague-Dawley) exposés par gavage à 0, 10, 30 ou 100 mg/kg p.c./j dans le cadre d&rsquo;une étude sur 1 génération (les mâles ont reçu un traitement 48 heures avant l'accouplement; les femelles ont reçu un traitement commençant 14 jours avant l'accouplement et prenant fin au 3e jour de lactation). DMENO pour la toxicité générale = 10 mg/kg p.c./j d'après les anomalies histopathologiques observées dans la rate, le foie et les reins chez les deux sexes (Japan MHW, 1998).
Autre étude d'exposition par voie orale : des rats mâles et femelles CD (Sprague-Dawley) ont été exposés par gavage à 0, 10, 100 ou 200 mg/kg p.c./j dans une étude sur 2 générations (mâles et femelles F0 et F1 traités quotidiennement de 10 à 11 semaines avant l'accouplement, pendant une période d'accouplement de 3 semaines et par la suite, pendant la durée de la grossesse et jusqu'au 21e jour de lactation). Aucun effet lié au traitement sur les paramètres de la reproduction n'a été observé. DMENO pour la toxicité générale = 10 mg/kg p.c./j d'après les effets sur la rate (prolifération de cellules hématopoïétiques, pigmentation et congestion) et le foie (hématopoïèse et pigmentation) chez les adultes F0 et F1 des deux sexes (Tyl et al., 1996).
Autres études d&rsquo;exposition par voie orale : l'étude de détermination des doses ayant des effets chez les lapins néo-zélandais blancs (ayant reçu une dose pendant les jours 6 à 18 de la gestation) n'a pas permis de prouver la toxicité pour le développement à des doses de 0 à 80 mg/kg p.c./j, bien que la DMENO pour la toxicité maternelle = 10 mg/kg p.c./j d'après les symptômes d'anémie observés chez les mères rates à toutes les doses. À 10 mg/kg p.c./j, une augmentation de méthémoglobine et de réticulocytes a été observée au 13e jour de gestation et a augmenté graduellement en fonction du temps jusqu'au 19e jour de gestion (3 jours après la dernière exposition) (Springborn Laboratories, 1990b; Derelanko et al., 2003). Deux études chez des rats Sprague-Dawley (ayant reçu des doses pendant les jours de gestation 6 à 15) a permis d'obtenir des DSENO de 400 et 600 mg/kg p.c./j concernant la toxicité pour le développement et des DMENO de 25 mg/kg p.c./j pour la toxicité maternelle, d'après les symptômes d'anémie, et de 60 mg/kg p.c./j, d'après l'élargissement de la rate (Springborn Laboratories, 1990a; Mercieca et al., 1991; Derelanko et al., 2003).
Résultats négatifs : cellules de la moelle osseuse, rats Sprague-Dawley exposés par voie orale (300, 600 ou 1 200 mg/kg) (Microbiological Associates, 1990).
Résultats négatifs : cellules du sang périphérique, souris B6C3F1 exposées par voie orale (0, 625, 1 250, 5 000 ou 10 000 ppm dans l'eau potable, c&rsquo;est-à-dire 0, 128, 270, 573, 883 ou 2 250 mg/kg p.c./j; essai effectué sur des souris dans le cadre d&rsquo;unevétude de 13 semaines) (NTP, 1999).
Salmonella typhimurium, souches TA97, TA98, TA100, TA1537 et TA1538 avec et sans activation de la fraction S9 (Allied Corporation, 1983b; NTP, 1999; Rogers-Back et al., 1988; JETOC, 1999).
S. typhimurium, souche TA1535 positive en présence de la fraction S9 du foie des hamsters, mais pas en présence de la fraction S9 du foie des rats; négative sans la fraction S9 (NTP, 1999).
S. typhimurium, souches TA98 et TA100 avec et sans activation de la fraction S9; mises à l'essai sous forme de vapeur en plaçant des plaques dans un dessiccateur (NTP, 1999).
Résultats positifs : cellules de lymphomes chez des souris L5178 Y TK+/&minus;, avec et sans la fraction S9 (Rogers-Back et al., 1988).
Essai d'échange de chromatides surs
Aucune étude pertinente sur les humains n'a été recensée.
[1] Nombre de ratons nés/nombre d'implantations × 100.