Ébauche d’évaluation préalable du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles

Titre officiel : Ébauche d’évaluation préalable du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Mars 2021

Sommaire

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE), le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 15 des 17 substances désignées collectivement dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques sous le nom « groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ». Dix de ces 15 substances ont été jugées prioritaires en vue d’une évaluation, car elles répondaient aux critères de catégorisation prévus au paragraphe 73(1) de la LCPE, et une substance a été jugée prioritaire en raison d’autres préoccupations liées à la santé humaine. Les quatre autres substances ne répondaient pas aux critères de catégorisation (TBBS, CBS, benzotriazole et UV 320), mais elles ont été incluses dans la présente évaluation, car elles ont été jugées prioritaires aux fins d’évaluation dans l’examen Établissement des priorités d'évaluation des risques (EPER). Deux des 17 substances ont été jugées peu préoccupantes selon d’autres approches, et les décisions relatives à ces substances sont présentées dans des rapports distincts^{Note de bas de page 1 Note de bas de page 2}. Par conséquent, la présente évaluation préalable porte sur les 15 substances énumérées dans le tableau ci‑dessous. Les 15 substances examinées dans la présente évaluation préalable seront ci-après dénommées « groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ». Les numéros de registre du Chemical Abstracts Service (n^o CAS^{Note de bas de page 3}), leurs noms et leurs abréviations courantes dans la Liste intérieure des substances (LIS), ainsi que leur sous‑groupe (benzotriazoles ou benzothiazoles), sont présentés dans le tableau ci‑dessous.

Abréviations : ND = non disponible.
^a La substance a été jugée prioritaire en vertu de l’Établissement des priorités d'évaluation des risques (EPER)
^b La substance associée à ce numéro de registre CAS est un « UVCB » (substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes ou matières biologiques).
^c Cette substance n’a pas été désignée en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE. Elle est visée par la présente évaluation, car elle est considérée d’intérêt prioritaire en raison d’autres inquiétudes pour la santé humaine.

Les substances du sous‑groupe des benzotriazoles ne devraient pas être présentes à l’état naturel, tandis que les substances du sous-groupe des benzothiazoles devraient être rarement présentes à l’état naturel. Les substances des deux groupes sont utilisées dans diverses applications. Selon les renseignements fournis en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, le tolyltriazole est la seule substance fabriquée au Canada en quantités comprises entre 1 000 et 10 000 kg en 2014 ou 2015. Deux substances, UV‑320 et n^o CAS 80595-74-0, n’ont pas été déclarées comme ayant été importées en quantités supérieures à 100 kg, tandis que les autres substances du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ont été importées au Canada en quantités totales, pour chaque substance, allant de 100 à 1 000 000 kg, pour les mêmes années. Les substances du sous‑groupe des benzotriazoles sont utilisées dans divers produits, notamment les cosmétiques, les emballages alimentaires et les lubrifiants et graisses. Certaines de ces substances sont utilisées comme stabilisateurs de la lumière UV et inhibiteurs de corrosion. Les substances du sous‑groupe des benzothiazoles sont utilisées dans les produits automobiles, les produits en caoutchouc, les lubrifiants et graisses et l’industrie minière. Le TBBS, le CBS, le MBTS, le MBT et le DCBS sont souvent utilisés comme accélérateurs pour la vulcanisation du caoutchouc, et le SMBT est utilisé comme inhibiteur de corrosion.

Les risques pour l’environnement associés aux substances du groupe des benzotriazoles ont été caractérisés à l’aide de la Classification du risque écologique (CRE) des substances organiques, laquelle est une méthode fondée sur le risque qui tient compte de plusieurs paramètres liés au danger et à l’exposition, assortie d’une pondération des multiples éléments de preuve. Les profils des dangers reposent principalement sur des paramètres liés au mode d’action toxique, à la réactivité chimique, aux seuils de toxicité interne établis dans le réseau trophique, à la biodisponibilité et à l’activité chimique et biologique. Parmi les paramètres pris en compte pour les profils d’exposition, mentionnons le taux d’émission potentiel, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance. Une matrice de risque est utilisée pour attribuer aux substances un degré de préoccupation potentielle faible, moyen ou élevé, selon leurs profils de danger et d’exposition. Sur la base des résultats de l’analyse de la CRE, les substances du sous‑groupe des benzotriazoles sont considérées comme étant peu susceptibles de causer des dommages à l’environnement.

Toutes les substances du sous-groupe des benzothiazoles contiennent toutes le groupement MBT (2‑mercaptobenzothiazole). Ce groupement a été identifié comme étant la principale partie de la molécule qui peut être rejetée dans l’environnement au Canada, soit par l’utilisation et le rejet direct du MBT, soit par le rejet indirect dû à la dégradation des composés d’origine. Les précurseurs du MBT sont considérés comme des substances qui contiennent un groupement MBT et qui peuvent se dégrader en MBT par une voie de transformation (p. ex., hydrolyse, redox, digestive ou métabolique) dans des conditions environnementales, industrielles ou physiologiques pertinentes. Par conséquent, l’évaluation du sous‑groupe des benzothiazoles tient compte du MBT et de toutes les substances qui sont des précurseurs de celui‑ci (ces substances étant dénommées ci‑après « MBT et ses précurseurs »). En cas d’exposition à l’eau, les composés d’origine devraient se dégrader en MBT qui restera en grande partie dans l’eau étant donné sa solubilité. Toutefois, la sorption aux particules est possible. Dans ce cas, on s’attend à ce que les substances sorbées puissent se déposer dans les sédiments.

Les secteurs prédominants pour lesquels des rejets dans l’eau peuvent se produire comprennent la fabrication des pneus et d’autres produits en caoutchouc, l’utilisation des substances dans les fluides de travail des métaux et certains sous-secteurs de l’industrie minière. L’épandage de biosolides peut également entraîner des rejets dans les milieux terrestres.

Les données expérimentales sur la toxicité indiquent que le MBT peut être nocif pour les organismes aquatiques à de faibles concentrations. Le MBT devrait être persistant, mais son potentiel de bioaccumulation est faible. Des analyses du quotient de risque ont été effectuées pour comparer les concentrations estimées en milieu aquatique aux concentrations causant des effets nocifs chez les organismes aquatiques selon différents scénarios d’exposition. Les scénarios d’exposition pour la fabrication des pneus et d’autres produits en caoutchouc, l’utilisation dans les lubrifiants et l’utilisation dans certains sous-secteurs miniers indiquent que le MBT présente un risque pour les organismes aquatiques. Les scénarios comportant des rejets dans le sol n’indiquent aucun risque.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation préalable, le sous‑groupe des benzotriazoles présente un faible risque d’effets nocifs pour l’environnement. Il est proposé de conclure que les substances du groupe des benzotriazoles ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente ébauche d’évaluation préalable, le 2‑mercaptobenzothiazole (MBT) et ses précurseurs présentent un risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il est proposé de conclure que le MBT et ses précurseurs, y compris les substances du sous‑groupe des benzothiazoles, satisfont aux critères énoncés à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Toutefois, il est proposé de conclure que les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

En ce qui concerne la santé humaine, l’UV 350 a été évalué selon l’Approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT), qui est basée sur le danger potentiel de structures chimiques similaires, ainsi que sur les données de génotoxicité propres aux produits chimiques, lorsque ces renseignements sont disponibles. L’exposition estimée pour l’UV 350 était plus faible que la valeur SPT, ce qui indique un faible risque pour la santé humaine. Par conséquent, l’UV 350 est considéré comme étant peu préoccupant pour la santé humaine aux niveaux actuels d’exposition.

Pour le sous‑groupe des benzotriazoles, les effets préoccupants du benzotriazole et du tolyltriazole pour la santé, basés en grande partie sur les effets sur la santé associés au benzotriazole, comprennent les effets sur les reins, le foie, l’utérus, la prostate, les ganglions lymphatiques et la moelle osseuse, ainsi que sur la cancérogénicité. Pour le tolyltriazole, les autres effets préoccupants comprennent les modifications des paramètres sanguins. Comme la base de données sur les effets de l’UV‑329 sur la santé était limitée, les effets critiques de cette substance sur la santé ont été établis d’après les effets sur la santé associés à l’UV‑320, une substance structurellement apparentée, et ces effets étaient principalement de nature hépatique. Pour l’UV‑326, les effets préoccupants sur la santé sont des effets systémiques. Les principaux effets préoccupants de l’UV‑234 sur la santé sont des effets hépatiques. En l’absence de données sur les effets sur la santé propres à la substance n^o CAS 80595-74-0, ces effets ont été considérés comme étant les mêmes que ceux qui ont été établis pour la substance structurellement apparentée ayant le n^o CAS 94270-86-7, qui comprennent des effets sur le développement, des effets systémiques et des effets sur le thymus, les tissus lymphoïdes et la rate.

La population générale du Canada peut être exposée à certaines substances du sous‑groupe des benzotriazoles par les milieux naturels, notamment l’eau potable et l’air intérieur, l’apport alimentaire de certains poissons et fruits de mer, le lait maternel et par l’utilisation de produits de consommation, notamment les cosmétiques (p. ex., les produits pour les ongles, les teintures pour les lèvres et les joues, et le savon), les stylos à encre et les produits automobiles (p. ex., les lubrifiants, les trousses de réparation du système de refroidissement, la peinture automobile protectrice amovible). L’exposition de la population générale canadienne au n^o CAS 94270-86-7 devrait être similaire à celle qui est associée au n^o CAS 80595-74-0, en raison de sa structure chimique et des utilisations répertoriées. La comparaison des concentrations auxquelles des effets critiques sur la santé se produisent (ou en leur absence, la dose maximale d’essai dans les principales études) et des concentrations auxquelles la population générale peut être exposée a permis d’établir des marges qui sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition au benzotriazole, à l’UV‑329, à l’UV‑326, au tolyltriazole, à l’UV‑234, au no CAS 80595-74-0 et au no CAS 94270-86-7.

Pour le sous‑groupe des benzothiazoles, l’effet préoccupant du MBT sur la santé est le cancer de la vessie, selon la classification du Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), qui considère le MBT comme un cancérogène du groupe 2A (« probablement cancérogène pour l’humain »). En l’absence de données sur la cancérogénicité propres aux substances TBBS, CBS, MBTS, SMBT et DCBS, les effets de la substance structurellement apparentée qu’est le MBT ont été utilisés pour éclairer les évaluations des risques de cancer. En ce qui concerne les effets non cancérogènes, l’effet préoccupant du CBS vise les reins. Pour le MBT et le SMBT, les effets préoccupants consistent en modifications du poids corporel et du poids du foie, respectivement. En raison du nombre limité de données propres à la substance MBTS, l’établissement des effets critiques sur la santé s’est appuyé sur les substances MBT et SMBT de structure similaire.

L’exposition potentielle de la population générale canadienne au sous‑groupe des benzothiazoles a été estimée sur la base des concentrations potentielles dans l’eau potable, de la consommation de certains poissons et fruits de mer et de l’utilisation de produits de consommation, comme les granulés de caoutchouc utilisés sur le gazon synthétique, et un lubrifiant automobile. La comparaison entre les concentrations critiques et les niveaux d’exposition estimés au TBBS, au CBS, au MBTS, au MBT, au SMBT et au DCBS donne des marges jugées suffisantes pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

À la lumière des renseignements présentés dans la présente ébauche d’évaluation préalable, il est proposé de conclure que le benzotriazole, l’UV‑329, l’UV‑320, l’UV‑326, le tolyltriazole, l’UV‑350, l’UV‑234, le n^o CAS 80595-74-0, le n^o CAS 94270-86-7, le TBBS, le CBS, le MBTS, le MBT, le SMBT et le DCBS ne satisfont pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc proposé de conclure que les neuf substances du sous‑groupe des benzotriazoles ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE et que le MBT et ses précurseurs, y compris les six substances du sous‑groupe des benzothiazoles, répondent à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il est également proposé de conclure que le MBT répond aux critères de persistance, mais non aux critères de bioaccumulation tels que définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE. Les autres substances du sous‑groupe des benzothiazoles ne répondent pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

1. Introduction

Conformément aux articles 68 ou 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE) (Canada 1999), le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 15 des 17 substances, dénommées collectivement dans le Plan de gestion des produits chimiques « groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles », afin de déterminer si ces 15 substances présentent ou peuvent présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Dix de ces 15 substances ont été jugées prioritaires aux fins d’évaluation, car elles répondaient aux critères de catégorisation prévus au paragraphe 73(1) de la LCPE et une substance a été jugée prioritaire en raison d’autres préoccupations pour la santé humaine (ECCC, SC [modifié 2017]). Même si les quatre autres substances ne satisfont pas aux critères de catégorisation (TBBS, CBS, benzotriazole et UV‑320), elles ont été incluses dans la présente évaluation, car elles ont été jugées prioritaires dans le cadre de l’examen de la Détermination des priorités en matière d’évaluation des risques (ECCC, SC 2016a; Environnement Canada, Santé Canada 2014).

Les deux autres substances (n^os CAS^{Note de bas de page 4} 21564-17-0,thiocyanate de (2 benzothiazol-2‑ylthio)méthyle; 80584-90-3, N,N-bis(2‑éthylhexyl)-4-méthyl-1H-benzotriazole-1-méthylamine) ont été examinées dans le Document sur l’approche scientifique : Classification du risque écologique des substances organiques (CRE) (ECCC 2016a), et soit dans le Document sur l’approche scientifique : Approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) pour certaines substances (Santé Canada 2016), soit dans l’approche utilisée pour l’Évaluation préalable rapide des substances pour lesquelles l’exposition de la population générale est limitée (ECCC, SC 2018a), et ont été jugées peu préoccupantes pour la santé humaine et l’environnement. Les conclusions proposées pour ces deux substances sont présentées dans l’Évaluation préalable – substances jugées comme étant peu préoccupantes au moyen de l’approche de la Classification du risque écologique des substances organiques et de l’approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) (ECCC et SC 2018b) et l’Évaluation préalable rapide des substances pour lesquelles l’exposition de la population générale est limitée (ECCC et SC 2018a). Ces deux substances ne sont pas traitées plus avant dans le présent rapport, bien que le n^o CAS 21564-17-0 soit considéré dans l’évaluation écologique comme étant un précurseur potentiel du 2‑mercaptobenzothiazole. Les 15 substances examinées dans la présente évaluation préalable seront ci-après dénommées « groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ». Aux fins de la présente évaluation préalable, le groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles est composé de deux groupes chimiquement distincts, le sous‑groupe des benzotriazoles et le sous‑groupe des benzothiazoles. Par conséquent, le présent rapport d’évaluation est divisé en deux chapitres.

Les risques écologiques des neuf substances du sous-groupe des benzotriazoles ont été caractérisés selon le processus décrit dans la classification du risque écologique des substances organiques (ECCC 2016a).

L’UV‑350, qui fait partie du sous‑groupe des benzotriazoles, a été inclus dans le document sur l’Approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) (Santé Canada 2016). Dans cette approche, Santé Canada a utilisé un arbre de décision fondé sur la structure et les données de génotoxicité propres à la substance chimique (p. ex., test d’Ames), pour attribuer une valeur seuil de l’exposition de l’humain à un produit chimique, valeur sous laquelle la probabilité qu’il y ait un risque pour la santé humaine est faible (c.-à-d., valeur du SPT). Pour chaque substance visée par l’approche fondée sur le SPT, l’exposition potentielle de la population générale au Canada a été caractérisée et comparée à la valeur SPT attribuée à la substance. L’UV‑350 a été associé à une exposition inférieure à la valeur SPT qui lui a été attribuée. Par conséquent, cette substance est jugée peu préoccupante pour la santé humaine aux niveaux actuels d’exposition.

Certaines des substances du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ont été examinées ailleurs dans le monde, notamment par le Programme coopératif d’évaluation des produits chimiques de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA), l’Agence danoise de protection de l’environnement (Danish EPA) et l’Environmental Protection Agency des États‑Unis (US EPA). Ces évaluations font l’objet d’un examen rigoureux et sont considérées comme étant fiables. Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada ont examiné en partie une substance du sous-groupe des benzotriazoles en partie afin de mieux comprendre les effets sur la santé d’une substance structurellement apparentée, le BDTP^{Note de bas de page 5}, dans un Rapport d’évaluation préalable (ECCC, SC 2016b). Ces évaluations ont été utilisées pour comprendre la caractérisation des effets sur la santé de certaines substances dans la présente évaluation préalable.

La présente ébauche d’évaluation préalable comprend l’examen des données sur les propriétés chimiques, le devenir environnemental, les dangers, les utilisations et les expositions, y compris d’autres renseignements présentés par les intervenants. Des données pertinentes ont été trouvées jusqu’en août 2018, et des recherches ciblées dans la littérature ont eu lieu jusqu’en juin 2019. Des données empiriques tirées d’études clés ainsi que des résultats de modélisations ont été utilisés pour tirer nos conclusions. Lorsqu’ils étaient disponibles et pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d’autres instances ont été utilisés.

La présente ébauche d’évaluation préalable a été préparée par le personnel des programmes d’évaluation des risques de la LCPE travaillant à Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada. Elle inclut des intrants d’autres programmes de ces ministères. Les parties de la présente évaluation qui portent sur l’environnement et la santé humaine ont fait l’objet d’un examen ou de consultations externes. Des commentaires sur les parties techniques concernant l’environnement ont été reçus de l’Agence allemande pour l’environnement (Umweltbundesamt), de M. James Armitage (AES Armitage Environmental Sciences, Inc.) et de M^me Connie Gaudet. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de M. Silvia Díaz-Cruz, Y.S. Liu et K. Kannan (Risk Sciences International). La partie sur l’environnement traitant de l’évaluation du sous‑groupe des benzotriazoles est basée sur le document sur la CRE (publié le 30 juillet 2016), qui a fait l’objet d’un examen à l’externe et d’une période de consultation publique de 60 jours.

La présente ébauche d’évaluation préalable repose sur des renseignements permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les renseignements scientifiques ont été étudiés et intégrés à une approche fondée sur le poids de la preuve et le principe de précaution^{Note de bas de page 6}. Dans le présent document, nous présentons ces renseignements essentiels et les éléments sur lesquels se fondent les conclusions proposées.

2. Benzotriazoles

2.1 Identité des substances

Les numéros CAS, les noms dans la Liste intérieure des substances (LIS) et les noms communs (ou abréviations) des différents benzotriazoles du sous‑groupe des benzotriazoles sont présentés dans le tableau 2‑1.

^a Mélange commercial de 4- et 5-méthylbenzotriazole.
^b Mélange de N,N-bis(2-éthylhexyl)-4-méthyl-1H-benzotriazole-1-méthylamine, N,N-bis(2-éthylhexyl)-5-méthyl-benzotriazole-1- méthylamine, N,N-bis(2-éthylhexyl)-6-méthyl-benzotriazole-1- méthylamine et N,N-bis(2-éthylhexyl)-7-méthyl-benzotriazole-1- méthylamine.

2.1.1 Choix des analogues et utilisation de modèles(Q)SAR

Une méthode d’extrapolation faisant appel à des données d’analogues et aux résultats des modèles de relations (quantitatives) structure-activité (QSAR), le cas échéant, a été utilisée pour éclairer l’évaluation relative à la santé humaine. On a sélectionné des analogues qui étaient structurellement ou fonctionnellement similaires aux substances de ce sous-groupe (propriétés physico-chimiques et toxicocinétiques similaires), et pour lesquelles on disposait de données empiriques pouvant être utilisées pour effectuer une lecture croisée avec des substances pour lesquelles les données empiriques étaient limitées. Ainsi, on a déterminé l’applicabilité des modèles (Q)SAR au cas par cas. Les détails des données de lecture croisée et des modèles (Q)SAR choisis pour éclairer l’évaluation des effets du sous‑groupe des benzotriazoles sur l’environnement et la santé humaine sont traités plus à fond dans les sections pertinentes du rapport et à l’annexe A.

La majeure partie des analogues utilisés pour l’évaluation du sous‑groupe des benzotriazoles sont des substances déjà incluses dans ce sous-groupe (c.‑à‑d. le benzotriazole, l’UV‑320, l’UV‑326, l’UV‑350, l’UV‑234, le n^o CAS 94270-86-7). Le tableau 2‑2 présente des renseignements sur l’identité et la structure chimique de l’analogue utilisé pour étayer cette évaluation et qui ne fait pas partie du sous‑groupe des benzotriazoles.

2.2 Propriétés physiques et chimiques

Un résumé des propriétés physiques et chimiques des substances du sous‑groupe des benzotriazoles est présenté dans les tableaux 2‑3 et 2‑4. Quand les données expérimentales pour une propriété d’une substance étaient limitées ou absentes, on a utilisé la méthode de la lecture croisée avec les données provenant d’analogues, ou encore des modèles (Q)SAR pour générer les valeurs prévues pour la substance. D’autres propriétés physico-chimiques figurent dans ECCC (2016b). À des fins de description des propriétés physico-chimiques, les benzotriazoles ont été subdivisés en benzotriazoles phénoliques et non phénoliques. Les substances UV‑329, UV‑320, UV‑326, UV‑350 et UV‑234 sont toutes des benzotriazoles phénoliques (c.‑à‑d. le fragment -OH est lié au cycle C₆H₅) et ont une structure chimique et des propriétés physico-chimiques similaires, figurant dans le tableau 2‑3. Le tableau 2‑4 présente les données des propriétés physico-chimiques pour les benzotriazoles non phénoliques.

Abréviations : K_oe = coefficient de partage octanol-eau; K_co = coefficient de partage carbone organique-eau; K_oa = coefficient de partage octanol-air; pK_a = constante de dissociation acide.

Abréviations : K_oe = coefficient de partage octanol-eau; K_co = coefficient de partage carbone organique-eau; K_oa = coefficient de partage octanol-air; pK_a = constante de dissociation acide.

2.3 Sources et utilisations

Les substances du sous‑groupe des benzotriazoles ne devraient pas être présentes dans la nature. Toutes les substances du sous‑groupe des benzotriazoles ont été incluses dans les enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Le tableau 2‑5 présente un résumé des informations fournies sur les quantités totales fabriquées et importées pour le sous‑groupe des benzotriazoles. Aucune activité de fabrication ou d’importation n’a été déclarée pour l’UV‑320 ou le n^o CAS 80595-74-0 au‑dessus du seuil de déclaration de 100 kg.

^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Voir l’enquête pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b NR = Aucune quantité fabriquée n’a été rapportée pour la substance indiquée au-delà du seuil de déclaration de 100 kg en 2014 ou en 2015.

Le tableau 2‑6 présente un résumé des principales utilisations commerciales et dans les produits de consommation du sous‑groupe des benzotriazoles au Canada, selon les informations fournies en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). D’autres utilisations ont été déclarées, mais il s’agit d’informations commerciales confidentielles. Nous avons considéré ces autres utilisations dans l’évaluation des risques, bien qu’elles ne soient pas présentées dans la présente ébauche d’évaluation préalable.

Abréviations : O = oui, une utilisation a été déclarée pour cette substance, N = non, aucune utilisation n’a été déclarée pour cette substance, ou son utilisation est considérée comme un renseignement confidentiel.
^a Utilisations non confidentielles fournies en réponse à l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Voir l’enquête pour les inclusions ou les exclusions spécifiques (annexes 2 et 3).
^b Aucune utilisation au‑delà du seuil pour l’UV‑320 et le 80595-74-0 n’a été déclarée.
^c Substance utilisée comme inhibiteur de corrosion dans les systèmes d’eau de refroidissement en circuit fermé, non utilisée dans des produits de consommation.
^d Substance utilisée dans des produits de nettoyage, non utilisée dans des produits de consommation.

À la lumière des déclarations soumises à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, certaines substances du sous‑groupe des benzotriazoles ont été déclarées comme étant présentes dans les cosmétiques, notamment les trousses de tatouage temporaire et les produits pour les ongles contenant du benzotriazole, des blocs de savon contenant de l’UV‑329 et les brillants à lèvres, les teintures pour les lèvres et les joues et les produits pour les ongles contenant de l’UV‑326 (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au Bureau d’évaluation des risques des substances toxiques existantes (BERSE), Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Plusieurs substances du sous‑groupe des benzotriazoles figurent sur la Liste des produits de formulation de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) et sont présentes dans des produits antiparasitaires actuellement homologués au Canada. Le benzotriazole est utilisé dans des myxobactéricides, l’UV‑329 dans des insectifuges et des phéromones, l’UV‑326 dans des insecticides et le tolyltriazole dans un myxobactéricide (communication personnelle, courriels de l’ARLA, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Certaines substances du sous‑groupe des benzotriazoles peuvent être utilisées comme composants de matériaux d’emballage alimentaire ou comme additifs indirects et risquent d’être directement en contact avec des aliments (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). Le benzotriazole peut être utilisé comme composant dans des adhésifs sans contact direct avec les aliments. En outre, le benzotriazole peut être utilisé comme composant dans des additifs destinés à des chaudières, des systèmes de refroidissement et des autoclaves, des lubrifiants, des nettoyants et des détartrants, sans contact direct avec les aliments, et en cas de contact avec des aliments, les surfaces en contact avec les aliments sont rincées à fond à l’eau potable après le traitement. L’UV‑329 peut également être utilisé comme stabilisateur UV dans certaines résines. L’UV‑326 peut être utilisé dans les polyoléfines pour les emballages alimentaires destinés à tout type d’aliment, sauf les aliments gras et les aliments contenant plus de 8 % d’alcool. Le tolyltriazole peut être utilisé comme composant dans certains lubrifiants employés dans la fabrication des boîtes de conserve pour aliments, où toute quantité résiduelle possible du lubrifiant est éliminé par lavage. En outre, le tolyltriazole peut servir de composant dans certains produits employés dans les systèmes d’eau, les nettoyants et les lubrifiants destinés à être utilisés sur des équipements ou des pièces de machine n’ayant pas de contact direct avec les aliments. L’UV‑234 peut être utilisé comme stabilisateur UV dans certaines résines et comme stabilisateur dans les bandes transporteuses en caoutchouc employées pour le transport des aliments. Les n^os CAS 80595-74-0 et 94270-86-7 peuvent être utilisés comme composants de lubrifiants pouvant avoir un contact indirect avec les aliments.

Le benzotriazole figure dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN) et joue un rôle non médicinal en tant qu’agent de conservation antimicrobien à usage topique uniquement, mais il n’est actuellement utilisé dans aucun produit de santé naturel homologué (PSN, Base de données sur les produits de santé naturels homologués – BDPSNH [modifié 2018]; BDIPSN [modifié 2019]; communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance (DPSNSO), Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2018; sans référence). Le benzotriazole est utilisé comme ingrédient non médicinal dans divers désinfectants pour les instruments médicaux, dans les hôpitaux et les établissements alimentaires, et en milieu institutionnel et industriel (communication personnelle, courriel de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2018; sans référence). Aucune utilisation en tant qu’ingrédients médicinaux ou non médicinaux dans les médicaments ou les produits de santé naturels n’a été trouvée pour les autres substances du sous‑groupe des benzotriazoles au Canada (BDPSNH [modifié 2018]; BDIPSN [modifié 2019]; communication personnelle, courriels de la DPSNSO, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence; communication personnelle, courriels de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Ailleurs dans le monde, les substances du sous‑groupe des benzotriazoles peuvent être utilisées comme stabilisateurs de la lumière UV et inhibiteurs de corrosion, et elles peuvent être présentes dans divers produits : produits de bricolage, peintures et revêtements, marqueurs et encres, textiles, produits en plastique, produits pour le lavage de la vaisselle et le nettoyage, produits automobiles et autres produits à usage industriel (p. ex., Danish EPA 2013; Rovira et Domingo 2019; Janna et al. 2011; Liu et al. 2017; Luongo et al. 2016; OCDE 2009a; US EPA 2009; US NTP 2011; Vetter et Lorenz 2013; FDS 2013, 2016a, 2016b, 2017, 2018). Dans le cas de l’UV‑320, la Convention de Rotterdam a indiqué que la substance, répertoriée dans la catégorie des utilisations industrielles, est interdite de fabrication, d’importation et d’utilisation au Japon (Convention de Rotterdam 2008). Bien qu’elle ne soit pas directement applicable au marché canadien, cette action internationale est cohérente avec l’absence d’utilisation au Canada.

2.4 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

2.4.1 Caractérisation des risques pour l’environnement

Les risques pour l’environnement des neuf benzotriazoles ont été caractérisés selon le processus décrit dans la classification du risque écologique des substances organiques (ECCC 2016a), qui est résumé à l’annexe B. L’approche CRE décrit le danger d’une substance à l’aide de paramètres clés, notamment le mode d’action toxique, la réactivité chimique, les seuils de toxicité internes établis d’après le réseau alimentaire, la biodisponibilité et l’activité chimique et biologique, et elle examine l’exposition possible des organismes dans les milieux aquatiques et terrestres sur la base de divers facteurs, dont les taux d’émissions potentiels, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance dans l’air. Les différentes données probantes sont combinées afin de déterminer les substances qui requièrent une évaluation approfondie de leur potentiel d’effets nocifs sur l’environnement ou qui présentent une faible probabilité d’avoir de tels effets.

Les données essentielles et les éléments utilisées pour élaborer les profils spécifiques des substances du sous‑groupe des benzotriazoles, ainsi que les résultats de la classification des dangers, de l’exposition et des risques, sont présentées dans ECCC (2016b).

Abréviations : CRE = Classification du risque écologique.
^a Dans l’approche CRE (ECCC 2016a), cette substance présentait un risque d’exposition modéré. Le présent rapport présente une mise à jour de l’évaluation CRE.
^b Selon la CRE, substance classée au niveau faible par analogie avec le méthyl-benzotriazole.

D’après les renseignements examinés selon l’approche CRE, six substances du sous‑groupe des benzotriazoles ont été classées comme présentant un potentiel de danger élevé, en raison d’une concordance entre le mode d’action réactif et le ratio de toxicité élevé, ces deux paramètres indiquant que ces substances chimiques sont probablement très puissantes. Le profil établi pour ces substances indique qu’elles présentent un risque élevé de provoquer des effets nocifs dans les réseaux alimentaires aquatiques, étant donné leur potentiel de bioaccumulation. Ces substances ont été classées comme présentant un risque écologique faible ou modéré. Cependant, la classification des risques a été ramenée à « risque écologique faible » à la suite de l’ajustement de la classification des risques en fonction des quantités utilisées actuellement (voir la section 7.1.1 de l’Approche de la CRE [ECCC 2016a]). Les effets potentiels et leur manifestation dans l’environnement n’ont pas été davantage étudiés en raison de la faible exposition à ces substances. D’après les profils d’emploi actuels, il est peu probable que ces substances suscitent des préoccupations pour l’environnement au Canada.

Comme les trois autres substances présentent un faible danger et une faible exposition selon les renseignements examinés dans le cadre de la CRE, elles ont été classées comme présentant un faible risque écologique. Il est donc peu probable que ces substances soient préoccupantes pour l’environnement au Canada.

2.5 Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

L’UV‑350 a été inclus dans l’Approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) (Santé Canada 2016). Dans cette méthode, nous avons utilisé un arbre de décision qui tient compte des caractéristiques de la structure chimique et des données de génotoxicité propres à la substance (p. ex., test d’Ames), lorsqu’elles étaient disponibles, pour attribuer une valeur seuil pour l’exposition humaine à un produit chimique, seuil sous lequel la probabilité de présenter un risque pour la santé humaine est faible (c.-à-d., valeur du SPT). Nous avons utilisé les représentations structurales des substances pour calculer les valeurs du SPT. Les substances ont été examinées en fonction des critères d’exclusion. Ensuite, pour chaque substance évaluée selon l’approche SPT, des estimations prudentes de l’exposition ont été générées. Les expositions environnementales ont été estimées d’après les rejets potentiels dans l’environnement dus aux activités commerciales. L’exposition a été estimée pour les substances qui peuvent être utilisées dans les produits de consommation, comme les ingrédients de parfumerie dans les cosmétiques, dans les aliments (p. ex., les substances utilisées dans la fabrication des matériaux d’emballage alimentaire ou des additifs indirects), et dans les produits de consommation comme les lubrifiants et les adhésifs. Pour chaque substance, les valeurs estimatives de l’exposition ont été comparées à la valeur SPT qui leur a été attribuée et les substances dont les valeurs estimatives de l’exposition étaient inférieures à la valeur SPT ont été considérées comme peu préoccupantes pour la santé humaine, compte tenu des niveaux actuels d’exposition. Les résultats de l’approche basée sur le SPT pour l’UV‑350 sont présentés dans le tableau 2‑8. Des renseignements supplémentaires concernant les données et les éléments utilisés dans l’approche basée sur le SPT sont présentés dans le document sur l’approche scientifique (Santé Canada 2016).

À la lumière de ces résultats, l’UV‑350 a été jugé peu préoccupant pour la santé humaine aux niveaux actuels d’exposition.

2.5.1 Évaluation de l’exposition

La présente section décrit l’exposition potentielle aux substances du sous‑groupe des benzotriazoles par les milieux naturels, les aliments et les produits de consommation. Pour caractériser le risque posé par chaque substance, nous avons choisi les scénarios donnant lieu aux plus fortes expositions. Des renseignements supplémentaires concernant les scénarios d’exposition sont résumés dans les annexes C, D et F.

Milieux naturels et aliments

L’exposition de la population générale canadienne au n^o CAS 80595-74-0 et à l’UV‑320 dans les milieux naturels n’est pas prévue, car aucune activité de fabrication ou d’importation de ces substances n’a été déclarée au‑delà du seuil de déclaration, selon les informations fournies en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017), et aucune concentration mesurée de ces substances dans les milieux naturels au Canada ou ailleurs n’a été relevée.

Air

À l’exception du benzotriazole et du tolyltriazole, les substances du sous‑groupe des benzotriazoles ont une faible pression de vapeur, et on n’a trouvé aucune donnée sur les concentrations atmosphériques pour aucune de ces substances. Par conséquent, on ne s’attend pas à une exposition aux autres substances du sous‑groupe des benzotriazoles (c.‑à‑d. UV‑329, UV‑326, UV‑234 et n^o CAS 94270-86-7) par l’air (extérieur ou intérieur). Le benzotriazole et le tolyltriazole ont cependant été mesurés dans l’air intérieur aux États‑Unis.

L’absorption estimée de benzotriazole et de tolyltriazole présents dans l’air a été calculée à partir des concentrations les plus élevées indiquées dans le tableau 2‑9. Cela correspondait à une exposition quotidienne estimée à 8,7 × 10^-6 mg/kg p.c./j pour le benzotriazole et à 6,0 × 10^-6 mg/kg p.c./j pour le tolyltriazole, les tout-petits (0,5 à 4 ans) présentant l’exposition la plus élevée par rapport au poids corporel. L’exposition potentielle de la population générale canadienne au benzotriazole ou au tolyltriazole présent dans l’air extérieur ou ambiant devrait être inférieure à celle constatée pour l’air intérieur, en raison de leurs sources et de leurs utilisations.

Eau

À l’exception du n^o CAS 94270-86-7, les autres substances du sous-groupe des benzotriazoles ont été mesurées dans divers types d’eau au Canada et dans d’autres pays, comme les eaux de surface, les eaux souterraines et l’eau potable, ainsi que dans les eaux usées. Les données de ces études et leurs références sont résumées à l’annexe E. Les concentrations mesurées dans les eaux de surface au Canada ont été utilisées comme valeurs de substitution pour les concentrations dans l’eau potable afin d’estimer l’absorption de chacune de ces substances, lorsque ces données étaient disponibles. Par souci de prudence, la valeur maximale déclarée pour chaque substance a été utilisée pour estimer les apports provenant de l’eau potable.

Les substances UV‑326, UV‑329 et UV‑234 ont été mesurées dans les eaux de surface canadiennes à 0,0843 µg/L, moins de 0,58 ng/L et entre 0,00005 et 0,00032 µg/L, respectivement (Lu et al. 2016a). L’exposition quotidienne estimée à l’UV‑326 par l’eau potable pour le groupe d’âge le plus exposé par rapport au poids corporel (nourrissons de 0 à 6 mois nourris au lait maternisé) était de 9,0 × 10^-6 mg/kg p.c./j. Les doses d’UV‑329 et d’UV‑234 absorbées dans l’eau potable ont été jugées négligeables.

Étant donné l’absence de données de surveillance des eaux de surfaces ou de l’eau potable pour le benzotriazole, le tolyltriazole et le n^o CAS 94270-86-7, on a calculé les concentrations modélisées dans l’eau en utilisant la valeur supérieure de la quantité totale importée indiquée au tableau 2-5, à l’aide du modèle de fugacité de niveau III ChemCAN v6.00 (ChemCAN 2003). Les doses prévues résultantes de benzotriazoles, de tolyltriazole et du n^o CAS 94270-86-7 dans l’eau potable ont été jugées négligeables.

Poussière

Les concentrations de certaines substances du sous‑groupe des benzotriazoles dans la poussière ont été mesurées et relevées. Le benzotriazole et le tolyltriazole ont été détectés dans la poussière des routes (sous forme de particules en suspension dans une phase aqueuse) en Norvège à des valeurs atteignant 135 ng/L et 1 260 ng/L, respectivement (Asheim et al. 2019), et ont été mesurés dans la poussière intérieure aux États‑Unis et dans certains pays d’Asie de l’Est à des concentrations atteignant 125 ng/g et 159 ng/g, respectivement (Wang et al. 2013). Compte tenu de ces valeurs, on s’attend à ce que les expositions potentielles à la poussière soient négligeables pour les substances du sous‑groupe des benzotriazoles.

Aliments

La dose journalière probable (DJP) d’UV‑329 provenant de son utilisation comme stabilisateur UV dans certaines résines pour emballage alimentaire est de 0,003 µg/kg p.c./j (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). L’exposition aux autres substances de ce sous-groupe qui peuvent être utilisées dans les matériaux d’emballage alimentaire présentant un potentiel d’exposition directe aux aliments (c.‑à‑d. les UV‑326 et UV‑234) est négligeable (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). En outre, l’exposition potentielle aux substances du sous-groupe des benzotriazoles pouvant être utilisées dans des additifs indirects a été jugée négligeable ou non à prévoir (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

En raison de leurs diverses autres utilisations industrielles, certains benzotriazoles peuvent pénétrer dans l’environnement et ont été détectés dans certains poissons et autres organismes aquatiques. Les données disponibles sur les concentrations de benzotriazoles dans les aliments sont limitées. On a trouvé des données sur la présence de certaines de ces substances seulement pour certains poissons et fruits de mer. Deux études canadiennes faisaient état de concentrations d’un nombre limité de benzotriazoles dans des poissons de l’Ontario (Lu et al. 2016a, b) et des auteurs à l’étranger (Brorström-Lundén et al. 2011; Jakimska et al. 2013; Li et al. 2018; Vimalkumar et al. 2018) ont fait état de concentrations de six benzotriazoles dans des poissons et des fruits de mer en Suède, en Espagne, en Chine et en Inde, respectivement. On a estimé de manière prudente l’exposition par voie alimentaire aux benzotriazoles individuels pour les consommateurs qui ont déclaré avoir consommé du poisson ou des fruits de mer (base « mangeurs seulement ») en multipliant la concentration maximale de chaque substance (Annexe F) par la quantité totale de poisson et de fruits de mer consommée par chaque répondant à l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (Statistique Canada 2015). Cette approche a permis d’obtenir une série d’estimations de l’exposition au benzotriazole pour différentes tranches d’âge (tableau 2-10). L’exposition par voie alimentaire n’a pas été estimée pour les nourrissons de moins d’un an, car seulement 2 % des répondants à l’enquête ont déclaré avoir consommé du poisson ou des fruits de mer (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2019; sans référence).

^a Aucune donnée sur leur occurrence n’a été trouvée pour les n^os CAS 80595-74-0 et 94270-86-7.
^b L’exposition estimée par voie alimentaire a été prise en compte pour les personnes de 1 an et plus, les estimations pour toutes les substances étant les plus élevées sur la base du poids corporel pour les tout-petits de 1 an.
^c L’exposition par voie alimentaire à l’UV‑320 n’a pas été estimée, car cette substance n’est présente dans aucun produit de consommation au Canada et aucune entreprise n’a déclaré d’utilisation dans l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). De plus, les données limitées à l’étranger sur la présence de cette substance dans les aliments n’ont pas été jugées pertinentes pour les aliments disponibles pour la population canadienne.

Lait maternel

Nous n’avons trouvé aucune donnée canadienne signalant la présence de substances du sous-groupe des benzotriazoles dans le lait maternel. Certains benzotriazoles ont été mesurés dans le lait maternel humain ailleurs dans le monde par par Kim et al. (2019), Lee et al. (2015) et Molins-Delgado et al. (2018). Les concentrations moyennes de certaines de ces études réalisées à l’étranger ont été utilisées pour calculer l’exposition potentielle des nourrissons par le lait maternel. Le tableau 2-11 présente les concentrations et l’exposition estimée résultant de la consommation de lait maternel.

^a Des renseignements additionnels sur les calculs de l’exposition estimée figurent à l’annexe D.

Nous avons estimé que le rapport de Molins-Delgado et al. (2018) comportait un certain nombre d’anomalies (p. ex., la méthode de séparation semble inadéquate pour l’analyse des benzotriazoles d’intérêt, la faible masse volumique mesurée du lait maternel, et des incohérences entre les concentrations de benzotriazole rapportées en ng/g de lait et en ng/g en poids de lipides). De plus, la taille de l’échantillon n’a pas été jugée suffisamment grande pour donner des rapports statistiquement significatifs de la tendance centrale (c’est-à-dire la moyenne), étant donné les faibles taux de détection de l’UV‑320 et de l’UV‑329. Par conséquent, cette étude n’a pas été utilisée pour estimer l’exposition aux benzotriazoles par le lait maternel au Canada.

Biosurveillance

Certaines données de biosurveillance d’autres pays ont été trouvées pour certains benzotriazoles, par exemple, des concentrations urinaires maximales de 11,0 ng/mL de benzotriazole et de 4,8 ng/mL de tolyltriazole dans sept pays (États-Unis, Grèce, Vietnam, Corée, Japon, Chine et Inde) (Asimakopoulos et al. 2013b), et des concentrations urinaires maximales de 42 ng/mL de benzotriazole et de 7,1 ng/mL de tolyltriazole en Chine (Zhou et al. 2018). La source des benzotriazoles mesurés dans l’urine n’est pas claire. Étant donné l’incertitude quant à l’applicabilité de ces données à la population canadienne, les données de biosurveillance n’ont pas été utilisées pour estimer l’exposition.

Produits de consommation

L’exposition potentielle de la population générale canadienne aux substances du sous‑groupe des benzotriazoles provenant des produits de consommation a été évaluée, et les scénarios d’exposition sentinelle (c.‑à‑d. les scénarios qui ont donné les estimations de l’exposition les plus élevées) sont présentés dans la présente section. Les concentrations figurant ici représentent les valeurs maximales déclarées.

Aucun produit de consommation contenant de l’UV‑320 n’a été trouvé. Par conséquent, on ne s’attend pas à ce que la population générale canadienne soit exposée aux produits contenant de l’UV‑320.

L’exposition orale estimée aux substances du sous‑groupe des benzotriazoles inclut le brillant à lèvres contenant de l’UV‑326 à une concentration atteignant 0,3 % (communication personnelle, courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017; sans référence), où une exposition quotidienne de 0,0019 mg/kg p.c./j pour un tout-petit a été estimée. Un stylo à encre liquide contenant du benzotriazole à 1 % peut donner lieu à une exposition orale estimée à 0,032 mg/kg p.c. par événement et à 0,0016 mg/kg p.c./j pour un tout-petit (FDS 2017). L’exposition par événement est représentative des scénarios d’exposition potentielle qui pourraient se produire le jour de l’utilisation (p. ex., un tout-petit dessinant sur sa peau ou mettant un stylo dans sa bouche), ce qui ne devrait pas se produire quotidiennement.

Sur la base des utilisations déclarées, on ne s’attend pas à une exposition orale aux autres substances du sous‑groupe des benzotriazoles provenant de l’utilisation de produits de consommation.

L’estimation de l’exposition cutanée aux substances du sous‑groupe des benzotriazoles résultant de l’utilisation de produits de consommation est présentée dans le tableau 2‑12. On s’attend à ce que l’exposition au n^o CAS 80595-74-0 contenu dans l’huile pour direction assistée et l’huile hydraulique soit similaire à l’exposition au n^o CAS 94270-86-7, étant donné leur similarité fonctionnelle, ces deux substances étant utilisées de façon interchangeable sur certaines fiches de données de sécurité (p. ex., FDS 2008, 2016c), et les renseignements sur l’utilisation soumis dans le cadre d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Ainsi, on s’attend à ce que l’exposition estimée au n^o CAS 80595-74-0 soit similaire à toute exposition potentielle au n^o CAS 94270-86-7.

Abréviation – S.O. : sans objet.
^a Les concentrations sont basées sur les déclarations soumises à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).
^b Représente un scénario sentinelle.
^c On s’attend à ce que la source d’exposition au n^o CAS 94270-86-7 soit similaire à celle du n^o CAS 80595-74-0, en raison de leur similarité structurelle, de leur présence dans des mélanges comme il est indiqué sur certaines FDS disponibles, et selon les renseignements sur l’utilisation soumis en vertu d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017).
^d On suppose, de façon prudente, que 100 % de l’exposition à la substance est absorbée par voie cutanée, bien que l’on puisse également s’attendre à une certaine répartition dans l’air, ce qui entraînerait une exposition par inhalation.

Des estimations de l’exposition par inhalation ont également été calculées pour certaines substances du sous‑groupe des benzotriazoles. Sur la base du modèle ConsExpo Web (ConsExpo Web 2016; FDS 2016a), l’exposition par événement due à une peinture en aérosol pour automobile contenant 0,1 % d’UV‑234 est estimée à 0,0046 mg/kg p.c. pour un adulte. L’exposition potentielle par inhalation au produit de revitalisation des ongles contenant 1 % de benzotriazole et du produit de réparation de systèmes de refroidissement contenant 1 % de tolyltriazole est jugée négligeable (ConsExpo Web 2016; communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2018; sans référence). Les autres substances du sous-groupe des benzotriazoles ne sont présentes que dans des produits de consommation non pulvérisables au Canada. En raison de leur très faible pression de vapeur (10^‑6 Pa ou moins), l’exposition potentielle par inhalation a été jugée minime.

2.5.2 Évaluation des effets sur la santé

Le benzotriazole et le tolyltriazole ont été inclus dans une évaluation des risques pour la santé et un projet de critères de qualité axés sur la santé pour le sol et l’eau potable par l’EPA danoise (Danish EPA 2013). L’UV‑326 a été évalué par le Programme coopératif d’évaluation des produits chimiques dans le Rapport d’évaluation initiale (SIAR) de l’Ensemble de données de dépistage (EDD) de l’OCDE (OCDE 2009a). Au Canada, l’UV‑234 et le drométrizole ont été inclus comme analogues dans l’évaluation du BDTP par Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) (ECCC, SC 2016b). Le drométrizole est utilisé comme analogue dans la présente évaluation. Par conséquent, ces évaluations ont été utilisées pour contribuer à la caractérisation des effets sur la santé de l’UV‑326 et de l’UV‑234, y compris le choix des effets critiques et des points de départ pertinents.

Des recherches dans la littérature récente ont été menées jusqu’en février 2019 pour ces substances. Une étude de toxicité à doses répétées combinée à une évaluation préalable des effets du drométrizole sur la reproduction et le développement a été trouvée lors des recherches, mais cette étude n’est pas considérée comme nouvelle information significative (ECHA c2007-2019).

2.5.2.1 Études des effets sur la santé propres aux substances

On disposait de données limitées sur les effets sur la santé propres à certaines substances chimiques du sous‑groupe des benzotriazoles. Santé Canada a examiné des analogues sur la base des similitudes de leur structure chimique, de leurs propriétés physiques et chimiques ou de leur métabolisme par rapport aux substances chimiques cibles (voir l’annexe A pour de plus amples détails sur l’approche de lecture croisée pour les substances du sous‑groupe des benzotriazoles). Les données propres aux substances chimiques sont présentées en premier, suivies des données sur les substances analogues utilisées pour caractériser les effets sur la santé des substances du sous‑groupe des benzotriazoles. Même si l’UV‑350 fait partie du sous‑groupe des benzotriazoles, les données concernant ses effets sur la santé sont présentées dans la section consacrée aux données sur les analogues, car son potentiel de nocivité pour la santé humaine a été caractérisé selon l’approche fondée sur le SPT (Santé Canada 2016). Ces données ne sont donc pertinentes que dans le contexte de son utilisation comme analogue dans la présente évaluation.

Benzotriazole

La génotoxicité du benzotriazole a été jugée ambiguë, d’après divers essais in vitro, notamment le test d’Ames et le test d’aberration chromosomique (Danish EPA 2013).

Dans une étude de cancérogénicité à long terme menée chez des rats (50/sexe/dose) ayant reçu la substance par voie orale, des doses de 0, 6 700 ou 12 100 ppm (environ 0, 335 ou 605 mg/kg p.c./j) de benzotriazole ont été administrées par les aliments pendant 78 semaines (Danish EPA 2013). Les effets non cancérogènes comprenaient une inflammation de la prostate, une néphrose rénale et des modifications cytologiques des éosinophiles présents dans le foie de rats mâles, des modifications cytologiques de basophiles présents dans le foie, une hyperplasie et une néphrose des cellules épithéliales du rein, ainsi qu’une inflammation de l’utérus de rates. Chez les rats mâles, des nodules néoplasiques du foie sont apparus dans le groupe ayant reçu la dose élevée. Des oligodendrogliomes et des gliomes ont été observés dans le cerveau de certains rats à la dose faible, mais non à la dose élevée. Cette tumeur était également présente chez 2 % des femelles exposées à la dose élevée. Chez les rates, la fréquence des polypes du stroma endométrial dans le groupe ayant reçu la faible dose était significativement plus élevée que chez les témoins. Toutefois, la fréquence dans le groupe ayant reçu la dose élevée n’était pas significative, et lorsque l’on combinait la fréquence des polypes du stroma endométrial et des sarcomes du stroma endométrial, elle n’était pas significative dans les groupes ayant reçu la dose faible ou la dose élevée. On a constaté un cas d’adénomes et de carcinomes des cellules C de la thyroïde. Des tumeurs bénignes de la thyroïde ont été observées chez les rates ayant reçu la dose faible et des tumeurs malignes de la thyroïde sont apparues chez les rates ayant reçu la dose faible et la dose élevée. L’EPA danoise a estimé que la dose la plus faible de 6 700 ppm (335 mg/kg p.c./j) constituait la DMENO pour les effets cancérogène et non cancérogène observés dans divers organes et tissus (Danish EPA 2013).

La toxicité pour la reproduction et le développement n’a pas été prise en compte dans l’évaluation faite par l’EPA danoise (2013), mais deux études sur la reproduction et le développement ont été trouvées lors d’une recherche ultérieure dans la littérature. Dans une étude de toxicité pour la reproduction et le développement réalisée chez des rats Wistar (12/sexe/dose), le benzotriazole a été administré par gavage oral à des doses de 0, 12,5, 50 ou 200 mg/kg p.c./j. Les animaux ont reçu les doses à partir de 14 jours avant l’accouplement jusqu’aux 8^e et 14^e jours de lactation pour les rates et entre 39 et 50 jours pour les mâles. Le rendement reproducteur et la toxicité générale ont été examinés, mais on n’a pas mesuré de paramètres des spermatozoïdes et du cycle œstral. Aucun effet lié au traitement n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai (ECHA c2007-2019). Dans une autre étude de toxicité pour la reproduction et le développement, le benzotriazole a été administré par gavage oral à des rats CD (SD) (12/sexe/dose, 5 mâles en récupération, et 5 femelles dans le groupe satellite) à des doses de 0, 30, 100 ou 300 mg/kg p.c./j (Japan Bioassay Research Center 2007). On n’a observé aucun effet du composé sur le rendement reproducteur. De plus, on n’a observé aucun effet sur l’implantation, le nombre de petits, le ratio des sexes des petits et la viabilité des petits pendant les 4 jours de lactation. Chez les mères, la régénérescence des tubules rénaux proximaux a été observée à la dose de 100 mg/kg p.c./j. À la dose maximale d’essai, on a observé divers changements réversibles et irréversibles touchant l’hématologie et la biochimie clinique chez les mâles et les femelles adultes. La DSENO découlant de l’administration de doses répétées choisie par les auteurs était de 30 mg/kg p.c./j d’après les effets rénaux chez les femelles adultes, tandis que la DSENO pour la reproduction et le développement était de 300 mg/kg p.c./j en raison de l’absence d’effets à la dose maximale d’essai (Japan Bioassay Research Center 2007).

Tolyltriazole

Les essais de génotoxicité in vitro du tolyltriazole a donné des résultats ambigus (Danish EPA 2013).

Dans une étude de 28 jours dans laquelle des rats Wistar (6/sexe/dose) ont reçu du tolyltriazole par gavage oral à des doses de 0, 50, 150 ou 450 mg/kg p.c./j, on a constaté des signes de toxicité hépatique potentielle. Dans le groupe ayant reçu la dose maximale, on a constaté une réduction de la concentration des érythrocytes et de l’hémoglobine, une baisse de l’hématocrite chez les mâles, une diminution des protéines plasmatiques et une augmentation de l’activité de l’aspartate aminotransférase (AST) et de l’alanine aminotransférase (ALT) chez les mâles et les femelles. La DSENO a été établie à 150 mg/kg p.c./j sur la base de l’hématologie et de résultats de biochimie clinique (ECHA c2007-2019).

On n’a trouvé aucune étude de toxicité du tolyltriazole pour le développement ou la reproduction ni sur sa cancérogénicité. Par conséquent, le benzotriazole, qui est structurellement apparenté, a donc été utilisé pour éclairer l’évaluation des effets du tolyltriazole sur la santé pour ces paramètres. Les effets critiques du benzotriazole et les doses correspondantes qui sont utilisés pour la caractérisation du risque du tolyltriazole sont décrits dans la section pertinente du présent rapport. Des résumés figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

UV‑329

Selon de nombreuses études in vitro, l’UV‑329 n’est pas jugé génotoxique (ECHA c2007-2019; NTP 2011).

On ne disposait d’aucune étude permettant d’évaluer la toxicité subchronique ou chronique, la toxicité pour la reproduction et le développement ou le potentiel cancérogène de l’UV‑329. Par conséquent, comme il est décrit ci‑dessous, on a procédé à un regroupement d’analogues appropriés avec les données disponibles sur les effets sur la santé sur la base des similitudes de structure chimique (Boîte d’outils QSAR de l’OCDE 2016) et des propriétés physico-chimiques en vue d’une lecture croisée. Les substances de ce groupe ont été utilisées pour déterminer, par lecture croisée, les effets sur la reproduction, le développement et les effets cancérogènes lorsque des données étaient disponibles. Dans l’ensemble, la toxicité pour la reproduction et le développement n’était pas préoccupante, d’après les données concernant le drométrizole, l’UV‑326, l’UV‑350 et l’UV‑234. Le potentiel cancérogène n’était pas préoccupant d’après les données sur le drométrizole et l’UV‑326. Les données de toxicité à court et à long terme de l’UV‑320 ont été choisies pour la lecture croisée afin de caractériser le risque lié à l’exposition quotidienne et à l’exposition ponctuelle à l’UV‑326. D’après les données sur les analogues disponibles, cette approche a été jugée prudente et appropriée. Les effets critiques de l’UV‑320 et les doses correspondantes, qui sont utilisés pour la caractérisation du risque de l’UV‑329, sont décrits dans la section pertinente du présent rapport. Des résumés figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

UV‑320

Sur la base de nombreuses études in vitro, l’UV‑320 n’est pas considéré comme étant génotoxique (NTP 2011).

On ne disposait d’aucune étude sur la cancérogénicité ou la toxicité pour la reproduction et le développement pour l’UV‑320. La même stratégie de lecture croisée que celle qui a été utilisée pour l’UV‑329 a été employée pour l’UV‑320. Voir la section sur les effets sur la santé de l’UV‑326 ci‑dessous. De même, les effets critiques et les doses correspondantes qui sont utilisés pour la caractérisation du risque de l’UV‑320 et les résumés des données pertinentes sur les effets sur la santé figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

Dans une étude avec administration par gavage oral de 4 semaines, des rats CD(SD)IGS mâles et femelles (10/sexe à la dose maximale et chez les témoins, 5/sexe pour les autres doses) ont reçu 0, 0,5, 2,5, 12,5 ou 62,5 mg/kg p.c./j pendant 28 jours avec une période de récupération de 14 jours. Les effets observés comprennent une augmentation de la consommation alimentaire chez les deux sexes à la dose élevée. Des changements de l’hématologie et de la biochimie clinique ont été observés à partir de 0,5 mg/kg p.c./j chez les mâles et dans le groupe ayant reçu la dose élevée chez les femelles. Chez les mâles, on a observé une augmentation significative du poids relatif du foie, une hypertrophie macroscopique du foie, une hypertrophie des hépatocytes, une prolifération des canaux biliaires et une diminution de la fréquence des modifications lipidiques hépatocellulaires à 0,5 mg/kg p.c./j. À 2,5 mg/kg p.c./j et plus chez les mâles, on a constaté une augmentation significative du poids absolu du foie, des plaques blanches ou rouges dans le foie, une dégénérescence vacuolaire des hépatocytes, une nécrose focale, une infiltration cellulaire du cœur et une hématopoïèse extramédullaire dans la rate. À 12,5 mg/kg p.c./j et plus chez les femelles, le poids absolu et relatif du foie a augmenté de façon significative, et on a observé une hypertrophie du foie, une hypertrophie hépatocytaire et une augmentation de la mitose hépatocytaire. À la même dose, on a noté une hypertrophie de l’épithélium tubulaire des reins chez les mâles. On a constaté une dégénérescence ou une hypertrophie du myocarde chez les mâles et les femelles à 12,5 et 62,5 mg/kg p.c./j, respectivement. Dans les groupes ayant reçu la dose maximale chez les mâles ou les femelles, on a également observé une augmentation significative du poids absolu et relatif des organes, une augmentation de la mitose hépatocytaire, une pigmentation hépatocellulaire ou des corps d’inclusion cytoplasmiques, une augmentation des basophiles présents dans les tubules, des plaques blanches ou rouges dans le foie, une prolifération des canaux biliaires, une diminution de la fréquence des modifications lipidiques hépatocellulaires, une dégénérescence vacuolaire hépatocytaire, une hypertrophie de l’épithélium tubulaire dans les reins, ainsi qu’une hyperplasie diffuse des cellules folliculaires dans la thyroïde. De nombreux effets (effets histopathologiques sur le foie et le cœur, changements de l’hématologie et de la biochimie du sang et du poids des organes, dont le cœur, le foie, le rein) ont persisté après la période de récupération. On a établi la DMENO à 0,5 mg/kg p.c./j pour les rats mâles (Hirata-Koizumi et al. 2007).

Une étude de toxicité chronique à doses répétées administrées par gavage oral a été menée chez le rat. Comme dans l’étude à court terme décrite ci‑dessus, les auteurs ont constaté des effets principalement de nature hépatique. Après 13 et 52 semaines d’administration de dose (0, 0,1, 0,5, 2,5 mg/kg p.c./j chez les mâles et 0, 0,5, 2,5, 12,5 mg/kg p.c./j chez les femelles), la moitié des animaux ont été euthanasiés et ont fait l’objet de diverses analyses : urine, hématologie, biochimie sanguine, examen à l’autopsie et histopathologie. À la fin des 13 semaines d’administration de dose, on a constaté une augmentation significative de la pression osmotique et de la densité, ainsi qu’une augmentation du poids relatif du cerveau, du cœur, des reins et des testicules chez les mâles. Chez les mâles et les femelles, on a observé une variation des paramètres sanguins, une hypertrophie du foie, une augmentation du poids absolu et relatif du foie, et une hypertrophie centrolobulaire hépatocytaire, accompagnés d’éosinophiles ayant un cytoplasme granulaire. Des changements ont été notés lors de l’analyse de l’urine, de l’hématologie et de la biochimie du sang à 0,5 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 12,5 mg/kg p.c./j chez les femelles. À l’autopsie, on a observé une hypertrophie du foie. Des macules gris clair ont été détectés macroscopiquement dans le foie chez 2 des 10 rats mâles à la dose de 2,5 mg/kg p.c./j et chez 1 des 9 rates à la dose de 12,5 mg/kg p.c./j. Le poids absolu et relatif du foie a augmenté de manière significative chez les mâles et les femelles aux doses respectives de 0,5 et 12,5 mg/kg p.c./j. En outre, on a constaté à 2,5 mg/kg p.c./j une augmentation significative du poids relatif du cerveau, de l’hypophyse, de la glande thyroïde, des poumons, du cœur, des reins, des testicules et des épididymes chez les mâles. La fréquence de l’hypertrophie centrolobulaire des hépatocytes et des éosinophiles avec cytoplasme granulaire était significative à 0,5 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 12,5 mg/kg p.c./j chez les femelles. En outre, on a constaté une augmentation significative de la fréquence de la dégénérescence kystique et du dépôt de lipofuscine dans les hépatocytes à 2,5 mg/kg p.c./j, et des foyers hépatocellulaires altérés (foyers de cellules claires) à 0,5 mg/kg p.c./j dans le foie des mâles (Hirata-Koizumi et al. 2008a). La DSENO pour la toxicité chronique a été établie à 0,1 mg/kg p.c./j pour les rats mâles et à 2,5 mg/kg p.c./j pour les rates.

Des études supplémentaires ont été menées chez le rat pendant 17 à 90 jours par gavage oral et par voie alimentaire. Les effets constatés dans ces études comprenaient une toxicité hépatique et rénale. La DMENO a été déterminée à 0,5 mg/kg p.c./j, soit la dose d’essai la plus faible, dans une étude de 28 jours sur des rats castrés (Ciba-Geigy Corp. 1968; Hirata-Koizumi et al. 2008a, c).

UV‑326

Sur le plan international, l’UV‑326 a été examiné par l’OCDE dans un rapport SIAR dans le cadre de l’EDD (OCDE 2009a).

Les études in vitro et in vivo disponibles ont montré que l’UV‑326 n’était pas génotoxique (OCDE 2009a).

Il n’y avait aucune preuve d’activité cancérogène de la substance à des doses de 382,6 mg/kg p.c./j chez des rats mâles et de 501,9 mg/kg p.c./j chez des rates, de 62 mg/kg p.c./j chez des souris mâles et de 59 mg/kg p.c./j chez des souris femelles par les aliments sur une période de deux ans. À la lumière de ces résultats, la substance a été considérée comme n’ayant aucun potentiel cancérogène (OCDE 2009a).

L’OCDE a indiqué que la DSENO globale pour la toxicité orale à doses répétées était basée sur une étude subchronique chez le chien Beagle (4/sexe/dose et 5/sexe/dose chez les témoins et les groupes ayant reçu la dose élevée). Les animaux ont reçu des doses de 0, 200, 1 000 ou 5 000 ppm d’UV‑326 par leur alimentation pendant 13 semaines (ce qui équivaut à environ 0, 6,2, 29,6 ou 168 mg/kg p.c./j pour les mâles et 0, 6,5, 32,2 ou 153 mg/kg p.c./j pour les femelles). La dose critique et l’effet correspondant était une DSENO de 29,6 mg/kg p.c./j pour les mâles, sur la base des modifications du poids du foie à la dose élevée, et de 32,2 mg/kg p.c./j pour les femelles sur la base d’une perte de poids significative (OCDE 2009a).

Dans une étude requise de toxicité à doses répétées, combinée à une évaluation préalable de la toxicité pour la reproduction et le développement, des rats (12/sexe/dose et 5 femelles/groupe, pour la récupération) ont reçu de l’UV‑326 par gavage à des doses de 0, 62,5, 250 ou 1 000 mg/kg p.c./j pendant 42 jours (mâles) ou 44-56 jours (jour 14 avant l’accouplement jusqu’au 6^e jour de lactation; femelles). Aucun effet sur la reproduction ou le développement n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai de 1 000 mg/kg p.c./j. La DSENO pour la toxicité parentale chez le rat était de 1 000 mg/kg p.c./j, ce qui était la dose maximale d’essai (OCDE 2009a).

En outre, deux études de toxicité pour le développement ont été réalisées chez des rats Sprague-Dawley et des souris NMRI (25-30/sexe/groupe). Les animaux ont reçu la substance par gavage à raison de 0, 300, 1 000 ou 3 000 mg/kg p.c./j pendant les jours de gestation (JG) 6-15. Aucun effet sur le développement des rats n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai de 3 000 mg/kg p.c./j. La DSENO pour la toxicité pour le développement chez la souris était de 1 000 mg/kg p.c./j, sur la base d’une augmentation statistiquement significative de la proportion de fœtus présentant une ossification incomplète des sternèbres à 3 000 mg/kg p.c./j (OCDE 2009a).

UV‑234

L’UV‑234 a été utilisé comme analogue du BDTP, et ses effets sur la santé sont présentés dans l’évaluation préalable de cette substance (ECCC, SC 2016b).

Les essais de génotoxicité in vitro et in vivo disponibles (ECCC, SC 2016b) ont montré que l’UV‑234 était négatif.

Aucune étude de cancérogénicité ou de toxicité pour la reproduction n’était disponible pour l’UV‑234, et c’est pourquoi les substances du sous‑groupe des benzotriazoles phénoliques ont été utilisées en lecture croisée pour cette substance, compte tenu des similitudes de structure chimique (Boîte d’outils QSAR de l’OCDE 2016) et des propriétés physico-chimiques, comme il est mentionné ci‑dessus. Lorsque des données étaient disponibles, les substances de ce groupe ont été utilisées en lecture croisée pour évaluer les effets cancérogènes et sur la reproduction. Dans l’ensemble, la toxicité pour la reproduction n’était pas préoccupante, d’après les données pour le drométrizole, l’UV‑326 et l’UV‑350. Le potentiel cancérogène n’était pas préoccupant d’après les données sur le drométrizole et l’UV‑326. Les effets critiques et les doses correspondantes qui sont utilisés pour caractériser le risque de l’UV‑234 et les résumés des données pertinentes sur les effets sur la santé figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

Dans le cadre d’une étude par voie orale à court terme, des rats Tif:RAIf (SPF) (10/sexe/dose) ont reçu 0, 300, 2 000 ou 10 000 ppm dans leur régime alimentaire (ce qui équivaut à 26,0, 170,9 ou 922,8 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 25,9, 177,2 et 944,7 mg/kg p.c./j chez les femelles) pendant 28 jours. On a constaté une augmentation significative du poids moyen du foie et des rapports des poids foie/corps et foie/cerveau chez les rates à 300 ppm et plus. D’autres effets liés au traitement dans le foie ont été observés à des doses plus élevées (ECHA c2007-2019). La DMENO est considérée comme étant de 300 ppm (26 mg/kg p.c./j).

Une étude de toxicité subchronique a été réalisée, dans laquelle on a administré de l’UV‑234 dans les aliments à raison de 0, 50, 300, 2 000 ou 10 000 ppm (équivalant à 0, 2,5, 15, 100 ou 500 mg/kg p.c./j chez les mâles et à 3,7, 22,5, 155,1 et 802,2 mg/kg p.c./j chez les femelles) chez des rats albinos (10/sexe/dose) pendant 92 à 94 jours. La DSENO avait précédemment été fixée à 2,5 mg/kg p.c./j sur la base des effets hépatiques (ECCC, SC 2016b; NTP 2011).

Une étude de toxicité pour le développement a été menée chez des rats albinos Tif:RAIF (SPF) (nombre non indiqué). Des doses de 0, 300, 1 000 ou 3 000 mg/kg p.c./j ont été administrées par gavage à des rates gravides entre les JG 6 et 15. Une DSENO de 300 mg/kg p.c./j a été établie d’après les effets sur le développement à la DMENO de 1 000 mg/kg p.c./j, tandis que la DSENO parentale était de 3 000 mg/kg p.c./j sur la base de l’absence d’effets chez la génération de la mère (ECCC, SC 2016b).

N^o CAS 80595-74-0

On ne disposait d’aucune donnée sur les effets n^o CAS 80595-74 sur la santé. Le n^o CAS 94270-86-7 a été sélectionné comme analogue approprié pour une lecture croisée, avec les données sur les dangers à court terme, sur la base des similitudes de la structure chimique (Boîte d’outils QSAR de l’OCDE 2016) et des propriétés physico-chimiques. Les effets critiques du n^o CAS 94270-86-7et les doses correspondantes, qui ont été utilisés pour caractériser les risques du n^o CAS 80595-74-0, sont décrits dans les sections pertinentes du présent rapport et les résumés figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

N^o CAS 94270-86-7

Dans une étude de toxicité à doses répétées, combinée à une évaluation préalable de la toxicité pour la reproduction et le développement, des rats Wistar (10/sexe/dose dans la génération parentale) ont reçu par gavage 0, 15, 45 ou 150 mg/kg p.c./j pendant 29 jours et 42 à 45 jours (2 semaines avant l’accouplement jusqu’au 4^e jour de lactation), respectivement. À 150 mg/kg p.c./j, les femelles présentaient une posture voûtée, une horripilation et des matières fécales pâles, principalement pendant les deux dernières semaines du traitement, ainsi qu’une diminution du poids corporel (8,7 %), de la prise de poids corporel (10 %) et de la consommation alimentaire. Un poids légèrement inférieur du thymus a été observé, ce qui correspond à l’observation d’une atrophie du tissu lymphoïde (involution) présente chez 4 des 7 femelles examinées dans le groupe ayant reçu la dose élevée (2 atrophies minimes, 1 légère, 1 modérée). Parmi les autres observations microscopiques, mentionnons un grade moyen inférieur de foyers hématopoïétiques dans la rate, chez ce groupe. Une réduction de la taille moyenne des portées lors du premier contrôle des portées a été constatée à la dose élevée (9,1 contre 11,6 chez le groupe témoin). Les auteurs ont considéré que le poids corporel plus faible des petits (2,5 % et 1,7 % aux jours 1 et 4 de lactation, respectivement) à la dose de 150 mg/kg p.c./j était consécutif à la réduction du poids corporel chez leurs mères. Il y a eu moins de portées dans le groupe ayant reçu la dose élevée (n = 8, mesuré le jour 1 de la lactation et n = 7, mesuré le jour 4 de la lactation), par rapport au groupe témoin (n = 10). On n’a observé aucun changement significatif sur le plan toxicologique pour aucun des autres paramètres du développement étudiés dans cette étude (c.‑à‑d. durée de la gestation, mise bas et examen macroscopique). Le développement des petits n’a pas été touché par le traitement à 15 ou 45 mg/kg p.c./j. La DSENO parentale de 45 mg/kg p.c./j était basée sur des changements du système lymphatique. La DSENO pour la reproduction de 45 mg/kg p.c./j a été établie sur la base d’une réduction de la taille des portées à la DMENO de 150 mg/kg p.c./j. Aucun effet sur le développement n’a été observé jusqu’à la dose maximale d’essai (Peter 2013).

2.5.3 Études sur les analogues sur les effets sur la santé

Drométrizole

Le drométrizole a été utilisé comme analogue du BDTP par Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada et ses effets sur la santé sont présentés dans l’évaluation préalable de cette substance (ECCC, SC 2016b).

Les résultats pour le drométrizole ont été jugés ambigus pour ce qui est de la génotoxicité, d’après divers essais in vitro et in vivo (ECCC, SC 2016b).

Dans deux études de toxicité chronique/cancérogénicité par voie orale de deux ans chez la souris et le rat, le drométrizole ne s’est pas avéré cancérogène. Aucun effet cancérogène lié au traitement n’a été observé lorsque des souris MAGf (SPF) (50/sexe/dose) ont reçu 0, 5, 50 ou 500 ppm de drométrizole (équivalant à 0, 0,8, 6,5 ou 64 et 0, 0,8, 6,7 ou 62 mg/kg p.c./j pour les mâles et les femelles, respectivement). De même, aucun effet cancérogène lié au traitement n’a été observé lorsque des rats de la souche CFY (50/sexe/dose) ont reçu 0, 100, 300, 1 000 ou 3 000 ppm (équivalant à 0, 4, 14, 47 ou 142 et 0, 6, 17, 58 ou 169 mg/kg p.c./j pour les mâles et les femelles, respectivement) (ECCC, SC 2016b).

Dans une étude de toxicité par voie orale pour la reproduction et le développement, des rats SD et des souris NMRI ont reçu par gavage 0, 150, 500 ou 1 000 mg/kg p.c./j de drométrizole aux jours de gestation 6 à 15. Aucune toxicité maternelle et aucun effet tératogène n’ont été notés. La DSENO pour la toxicité maternelle et pour le développement a été établie à 1 000 mg/kg p.c./j (ECCC, SC 2016b).

UV‑350

L’UV‑350 a été inclus dans le document sur l’Approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) (Santé Canada 2016). Les données présentées dans cette section sont utilisées à des fins de lecture croisée.

Dans deux études combinées de toxicité à doses répétées avec des essais d’évaluation préalable de la toxicité pour la reproduction et le développement, des rats Sprague Dawley [Crl:CD(SD)] (12/sexe/dose et 5/sexe dans le groupe satellite) ont reçu des doses de 0, 0,5, 2,5 ou 12,5 mg/kg p.c./j et de 0, 0,8, 4, 20 ou 100 mg/kg p.c./j d’UV‑350 par gavage pendant 42 jours et entre 14 jours avant l’accouplement jusqu’au jour 4 de lactation pour les mâles et les femelles, respectivement. Aucun effet sur la reproduction ou le développement n’a été observé dans les deux études jusqu’aux doses maximales d’essai (Foundation Animal Bio Science Safety Research Institute 2011; Japan Bioassay Research Center 2006).

2.5.4 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Des études de toxicité par voie orale ont été utilisées pour caractériser les risques liés à l’exposition par voie cutanée ou par inhalation, en l’absence de données sur les effets sur la santé par diverses voies pour toutes les substances du sous-groupe des benzotriazoles. Les tableaux 2‑13, 2‑14 et 2‑15 fournissent l’exposition estimée et les points de départ pertinents pour l’évaluation des dangers des substances du sous‑groupe des benzotriazoles, ainsi que les marges d’exposition (ME) qui en résultent.

La DMENO de 335 mg/kg p.c./j établie dans une étude de toxicité chronique/cancérogénicité de 78 semaines réalisée par l’EPA danoise (2013) a été utilisée comme paramètre le plus pertinent pour caractériser les risques de cancer associés à l’exposition quotidienne au benzotriazole et au tolyltriazole, d’après les effets néoplasiques observés dans divers organes et tissus chez le rat. La DMENO de 335 mg/kg p.c./j, dans la même étude, a également été utilisée comme paramètre le plus pertinent pour caractériser les risques non cancérogènes dus à l’exposition quotidienne à ces substances. En outre, l’approche est jugée prudente, car les valeurs d’exposition utilisées n’ont pas été amorties sur la durée de la vie (en d’autres mots, on n’a pas estimé les doses journalières moyennes sur toute la durée de la vie – DJMDV), et le groupe d’âge le plus exposé a été utilisé pour caractériser les risques. La DSENO parentale à doses répétées de 30 mg/kg p.c./j d’après les effets rénaux observés à 100 mg/kg p.c./j dans l’étude de toxicité pour la reproduction et le développement de 42 jours menée chez le rat a été utilisée pour caractériser les risques liés à une exposition ponctuelle au benzotriazole, et la DSENO de 150 mg/kg p.c./j obtenue dans une étude à doses répétées de 28 jours a été utilisée pour caractériser les risques liés à l’exposition au tolyltriazole. Bien que les DSENO de 30 mg/kg p.c./j et de 150 mg/kg p.c./j utilisées pour caractériser les risques liés à l’exposition ponctuelle au benzotriazole et au tolyltriazole, respectivement, soient des doses critiques inférieures à la DMENO de 335 mg/kg p.c./j utilisée pour caractériser les risques de cancer et les risques non cancérogènes liés à l’exposition quotidienne, les ME calculées (comme il est indiqué ci‑dessous) dans l’étude de toxicité chronique et de cancérogénicité de 78 semaines assurent une protection contre ces effets et les effets autres que le cancer indiqués au point 2.5.2.

Les ME résultantes basées sur la DMENO de 335 mg/kg p.c./j varient de 210 000 à 9 300 000. Ces ME sont jugées suffisantes pour lever les incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé, y compris l’utilisation d’une DMENO comme point de départ. Les ME calculées qui auraient résulté de l’utilisation des DSENO de 30 mg/kg p.c./j ou de 150 mg/kg p.c./j pour l’exposition quotidienne au benzotriazole et au tolyltriazole, respectivement, seraient également jugées adéquates. Les ME découlant de l’utilisation de ces points de départ pour l’exposition ponctuelle à ces deux substances vont de 940 à 5 600, et sont également jugées adéquates.

Abréviations : ALT = alanine aminotransférase; AST = aspartate aminotransférase; DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé; ME = marge d’exposition; DSENO = dose sans effet nocif observé; PdD = point de départ.
^a Les effets cancérogènes comprennent les néoplasmes du foie, les oligodendrogliomes et les gliomes du cerveau chez les rats mâles; les polypes de l’endomètre et les adénomes et carcinomes des cellules C de la thyroïde chez les rates. Les effets non cancérogènes comprennent la diminution du poids corporel et des effets cellulaires dans le foie, la prostate et l’utérus.
^b Comme les ME pour chaque groupe d’âge sont jugées adéquates, les valeurs d’exposition n’ont pas été ajustées aux doses journalières moyennes pour la durée de la vie (DJMDV). De tels ajustements entraîneraient des ME plus élevées.

Pour caractériser le risque lié à l’exposition quotidienne par voie orale à l’UV‑329, une DSENO de 0,1 mg/kg p.c./j a été établie sur la base des effets critiques sur la santé, notamment une série d’effets sur la biochimie de l’urine, l’hématologie et la biochimie clinique, l’hypertrophie du foie, une augmentation du poids absolu et relatif du foie, une hypertrophie centrolobulaire hépatocytaire accompagnée d’éosinophiles avec cytoplasme granulaire, et une altération des foyers hépatocellulaires chez les rats mâles dans une étude de toxicité chronique par voie orale avec l’UV‑320, selon une approche de lecture croisée. Cette DSENO sert également à caractériser les risques liés à l’exposition quotidienne à l’UV‑329 par voie cutanée. Pour ce qui est de l’exposition cutanée ponctuelle, une DMENO de 0,5 mg/kg p.c./j a été établie sur la base des changements dans la biochimie clinique, du poids relatif du foie, d’une hypertrophie macroscopique du foie, d’une hypertrophie hépatocytaire, d’une prolifération des canaux biliaires et d’une diminution de la fréquence des modifications lipidiques hépatocellulaires chez les rats mâles, selon une étude par voie orale de 28 jours avec l’UV‑320, selon une approche de lecture croisée. Les ME résultantes, de l’ordre de 360 à 2 000, ont été jugées suffisantes pour lever les incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition à l’UV‑329.

Pour ce qui est de l’exposition quotidienne par voie orale et cutanée à l’UV‑326, une DSENO de 29,6 mg/kg p.c./j a été établie d’après des effets dont la perte de poids sans diminution de la consommation alimentaire dans une étude par voie orale de 13 semaines chez le chien. Pour l’exposition ponctuelle par voie cutanée à l’UV‑326, une DSENO de 1 000 mg/kg p.c./j est utilisée, sur la base d’effets sur le développement in utero et d’une étude par voie orale des effets sur le développement chez la souris. Une étude de toxicité subchronique a été utilisée pour caractériser les risques de l’exposition quotidienne, et la dose critique avec effets dans cette étude était plus faible que celle qui avait été observée dans l’étude de toxicité chronique, ce qui est considéré comme une approche prudente. Les ME résultantes, comprises entre 2 500 et 16 000, ont été jugées suffisantes pour lever les incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et sur l’exposition pour l’UV‑326.

Pour ce qui est de l’exposition quotidienne par voie orale à l’UV‑234, une DSENO de 2,5 mg/kg p.c./j a été établie d’après une augmentation du poids absolu et relatif du foie, avec des changements histopathologiques connexes dans le foie des rates à la DMENO de 15 mg/kg p.c./j dans une étude par voie orale de 92 à 94 jours chez le rat. Cette DSENO est également utilisée pour caractériser le risque et l’exposition ponctuelle à l’UV‑234 par voie cutanée et par inhalation. Les ME résultantes, comprises entre 120 et 5 100, ont été jugées suffisantes pour lever les incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition à l’UV‑234.

La cancérogénicité des substances du sous‑groupe des benzotriazoles phénoliques n’était pas préoccupante, d’après les données pour les substances analogues.

Abréviations : DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé; ME = marge d’exposition; DSENO = dose sans effet nocif observé; PdD = point de départ.
^a La ME est jugée très prudente, car l’exposition est censée être ponctuelle, et donc se produire très rarement au cours de la vie d’une personne, mais le risque a été caractérisé d’après une étude de toxicité subchronique dans laquelle l’exposition se produisait quotidiennement.

Afin de caractériser les risques liés à l’exposition ponctuelle par voie cutanée au n^o CAS 80595-74-0, une DSENO de 45 mg/kg p.c./j a été établie, sur la base des effets critiques sur la santé, y compris une diminution de la prise de poids corporel, une réduction du poids du thymus, une atrophie du tissu lymphoïde, et un grade moyen inférieur des foyers hématopoïétiques dans la rate des rats femelles dans une étude de toxicité subchronique par voie orale avec le n^o CAS 94270-86-7, selon une approche de lecture croisée. La ME est jugée prudente, car les expositions sont censées être des événements ponctuels uniques qui se produisent très rarement au cours de la vie d’une personne, mais le risque a été caractérisé d’après une étude de toxicité subchronique dans laquelle l’exposition était quotidienne (tableau 2‑16). La ME résultante de 170 est donc jugée suffisante pour lever les incertitudes dans les bases de données sur les effets sur la santé et l’exposition à cette substance.

Abréviations : ME = marge d’exposition; DSENO = dose sans effet nocif observé; PdD = point de départ.

2.5.5 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour la santé humaine

Le tableau 2‑16 ci‑dessous présente les principales sources d’incertitude.

3. Benzothiazoles

3.1 Identité des substances

Le n^o CAS, les noms dans la Liste intérieure des substances (LIS) et les noms communs ou abréviations des différentes substances du sous‑groupe des benzothiazoles sont présentés dans le tableau 3‑1.

3.1.1 Choix des analogues et utilisation de modèles QSAR

Une approche par lecture croisée faisant appel à des données d’analogues et aux résultats des modèles de relations (quantitatives) structure-activité (QSAR), le cas échéant, a été utilisée pour éclairer l’évaluation des risques pour la santé humaine et l’environnement. Les analogues choisis présentaient une structure ou des fonctionnalités similaires aux substances de ce groupe (toxicocinétique et propriétés physico-chimiques similaires), et on disposait de données empiriques pertinentes qui pouvaient être reportées par lecture croisée aux substances pour lesquelles on disposait de peu de données empiriques. On a déterminé l’applicabilité des modèles QSAR au cas par cas. Les détails des données de lecture croisée et des modèles QSAR choisis pour étayer les évaluations des risques pour l’environnement et la santé humaine posés par le sous‑groupe des benzothiazoles sont examinés dans les sections pertinentes du présent rapport. Une approche par lecture croisée a été utilisée pour éclairer l’évaluation du sous‑groupe des benzothiazoles, le cas échéant, en utilisant les données de substances faisant déjà partie du sous‑groupe.

3.2 Propriétés physiques et chimiques

Un résumé des propriétés physiques et chimiques des substances du sous‑groupe des benzothiazoles est présenté dans le tableau 3‑2.

Quand les données expérimentales pour une propriété d’une substance étaient limitées ou inaccessibles, on a utilisé la méthode de la lecture croisée avec les données provenant d’analogues, ou encore des modèles (Q)SAR pour générer les valeurs prévues pour la substance. Les données expérimentales pour le MBT étaient disponibles, et donc le log K_oe et la solubilité dans l’eau du MBT ont été utilisés pour le SMBT. Une valeur expérimentale du log K_oe pour le MBTS a été extrait de la base de données EPI Suite à l’aide du logiciel SMILES (c2000-2012). Pour la pression de vapeur, on a utilisé le résultat médian des prévisions obtenues à l’aide de plusieurs modèles. Les constantes de la loi d’Henry ont été modélisées en utilisant la méthode d’estimation des liaisons de l’EPI Suite (c2000-2012), avec des intrants expérimentaux (c.‑à‑d. solubilité dans l’eau et log K_oe). Les valeurs de log K_co ont été modélisées à l’aide des modèles KOCWIN (2010) et ACD/Percepta (c1997-2012), et la valeur médiane a été sélectionnée comme log K_co.

Abréviations : K_oe = coefficient de partage octanol-eau; K_co = coefficient de partage carbone organique-eau; K_oa = coefficient de partage octanol-air; pK_a = constante de dissociation acide.
^a Les valeurs du MBT ont été utilisées par lecture croisée et appliquées au SMBT.
^b Approche expérimentale d’ajustement des valeurs, à l’aide de la valeur empirique log K_oe pour le CBS (EPI Suite c2000-2012).

Le MBT et le SMBT sont des substances polaires et sont donc solubles, et elles devraient s’ioniser à environ 50 % à un pH de 6,9, d’après la valeur pK_a (ACD/Percepta c1997-2018). En revanche, le MBTS est peu soluble en raison de la liaison disulfure qui n’entraîne effectivement aucun moment dipolaire net. La valeur pKa modélisée de 2,4 indique que dans des conditions très acides, cette substance se chargera positivement par protonation de l’azote dans le cycle thiazole (ACD/Percepta c1997-2012). À un pH pertinent pour l’environnement, le MBTS sera principalement présent sous sa forme neutre. Le TBBS, le DCBS et le CBS ont une très faible solubilité dans l’eau en raison de la présence de caractéristiques structurelles moléculaires non polaires (groupements diméthyle, dicyclohexyle et cyclohexyle, respectivement), et seront neutres aux pH trouvés dans l’environnement.

3.3 Sources et utilisations

La présence naturelle des substances du sous‑groupe des benzothiazoles (p. ex., le MBT provenant d’une bactérie marine) devrait être rare (EC 2008). Par conséquent, on s’attend à ce que les substances détectées dans les milieux naturels soient principalement dues à des activités commerciales ou industrielles. Toutes les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont été incluses dans les enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Le tableau 3‑3 présente un résumé des renseignements communiqués sur les quantités totales fabriquées et importées pour le sous‑groupe des benzothiazoles.

^a Les valeurs sont les quantités déclarées en réponse à des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2015). Voir l’enquête pour les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b NR = aucune quantité fabriquée n’a été rapportée pour la substance indiquée au‑delà du seuil de déclaration de 100 kg en 2014 ou en 2015.

Le tableau 3‑4 présente un résumé des principales utilisations commerciales et dans les produits de consommation du sous‑groupe des benzothiazoles au Canada, selon les informations fournies en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). D’autres utilisations ont été déclarées, mais il s’agit d’informations commerciales confidentielles. Nous avons considéré ces autres utilisations dans l’évaluation des risques, bien qu’elles ne soient pas présentées dans la présente ébauche d’évaluation préalable.

Abréviations : O = oui, une utilisation a été déclarée pour cette substance, N = non, aucune utilisation n’a été déclarée pour cette substance, ou son utilisation est considérée comme un renseignement confidentiel.
^a Utilisations non confidentielles fournies en réponse à des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017). Voir l’enquête pour des inclusions ou des exclusions particulières (annexes 2 et 3).
^b Substance utilisée comme réactif de flottation/agent moussant dans l’industrie minière.

Le MBT, le MBTS, le CBS, le TBBS et le DCBS sont utilisés comme agents de vulcanisation dans la fabrication de pneus et d’autres produits en caoutchouc, et ils représentaient 95 % des quantités totales importées en 2014 ou 2015 (Canada 2017). Le SMBT est utilisé comme inhibiteur de corrosion dans les lubrifiants et comme agent de flottation dans certains sous‑secteurs de l’industrie minière, où la quantité combinée pour ces utilisations était égale à 3 % de la quantité totale importée en 2014 ou 2015 (Canada 2017). En 2014 ou 2015, on a également utilisé les substances du sous‑groupe des benzothiazoles dans la fabrication de véhicules à moteur et de pièces automobiles (1 %), les produits de nettoyage et d’entretien des meubles (< 0,2 %), le traitement de l’eau (< 0,2 %) et d’autres applications dans lesquelles les quantités étaient plus petites (< 0,2 %; Canada 2017). À la lumière des déclarations soumises à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, certaines substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont été déclarées comme étant présentes dans les cosmétiques (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Certaines substances du sous‑groupe des benzothiazoles font partie ou ont déjà fait partie de la Liste des principes pesticides actifs ou la Liste des produits de formulation de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA). Toutefois, aucune de ces substances ne figure actuellement dans des produits antiparasitaires homologués au Canada (communication personnelle, courriels de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Certaines substances du sous‑groupe des benzothiazoles peuvent être utilisées comme composants dans les matériaux d’emballage alimentaire ou comme additifs indirects risquant d’être en contact direct avec des aliments (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). Le TBBS peut être utilisé comme matière première dans la fabrication de certains joints de fûts ou de couches extérieures de tuyaux destinés à des utilisations avec contact avec des aliments. Le MBTS peut être utilisé comme composant dans des élastiques susceptibles d’entrer en contact avec des aliments, des revêtements extérieurs en caoutchouc pour des tuyaux flexibles destinés au transfert d’aliments, et des joints en caoutchouc pour les couvercles de fûts en polyéthylène pouvant également entrer en contact direct, bien que minime, avec les aliments. Le MBT peut être utilisé comme matière première dans la fabrication de gants destinés à être utilisés en contact avec des aliments, ainsi que dans un revêtement utilisé pour apprêter l’intérieur des fermetures métalliques trouvant des applications dans les emballages alimentaires. En outre, le MBT peut être utilisé dans divers produits de nettoyage destinés à être employés sur des surfaces en contact ou non avec des aliments, ainsi que dans des produits d’entretien de surface n’entrant pas en contact avec les aliments, des produits de nettoyage et de traitement des eaux de refroidissement et d’autoclave sans contact avec des aliments, et dans du détergent pour lave-vaisselle dont l’utilisation est suivie d’un rinçage complet à l’eau potable. Le SMBT peut être utilisé comme composant d’un auxiliaire de traitement utilisé pour la fabrication du papier et du carton. En outre, le SMBT est utilisé comme composant d’un nettoyant dont l’emploi est suivi d’un rinçage complet à l’eau potable, dans les systèmes de recirculation d’eau ouverts et fermés dans lesquels l’eau n’entre pas en contact avec les aliments, et dans les systèmes de chaudière d’eau dans laquelle la substance n’entre pas en contact avec les aliments.

Le CBS, le MBTS et le MBT figurent dans la BDIPSN en tant que produit de santé non naturel, mais ils ne sont actuellement pas utilisés dans aucun produit de santé naturel homologué, tandis que le TBBS, le SMBT et le DCBS ne figurent ni dans la BDIPSN ni dans la BDPSNH [modifié 2018]; la BDIPSN [modifiée en 2019] (communication personnelle, courriel de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). Aucune des substances du sous‑groupe ne figure dans des produits médicinaux actuellement homologués (communication personnelle, courriel de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

D’autres renseignements sur l’utilisation des substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont été trouvés dans des données publiques. Étant donné que la fonction des benzothiazoles est souvent d’accélérer la vulcanisation du caoutchouc, on s’attend à ce que ces substances puissent être utilisées dans divers produits en caoutchouc, y compris les produits de consommation (p. ex., Danish EPA 2003; EC 2008; ECHA 2013; OCDE 2003, 2004a, 2008). La présence du MBT dans les sucettes pour bébé a fait l’objet d’un examen dans la littérature internationale examinée par les pairs et cette substance a été détectée dans quelques échantillons. La présence du MBT a été détectée dans un échantillon de caoutchouc naturel sur 19, dans des sucettes achetées aux Pays-Bas (Bouma et al. 2003) et deux sucettes pour bébé ont montré une migration vers l’eau et les simulants alimentaires acides après 24 heures (Danish Institute for Food Inspection et Nutrition, Danish Department for Food, 1999, cité dans EC 2005). Dans une étude réalisée en 2018 par Santé Canada sur les sucettes en caoutchouc disponibles sur le marché canadien (n = 20), on n’a trouvé aucune concentration de MBT supérieure à la limite de quantification (LQ) de 10 mg/kg (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). Le MBT, le MBTS, le CBS et d’autres benzothiazoles ont été détectés sur des terrains en gazon synthétique comportant des granulés de caoutchouc (RIVM 2017). Des études ont également signalé la présence de certains benzothiazoles dans les textiles (Liu et al. 2017; Rovira et Domingo 2019). Le SMBT peut être utilisé comme inhibiteur de corrosion et serait utilisé dans les produits automobiles (Ash 2001; FDS 2011).

3.4 Rejets dans l’environnement

Des rejets de 2-mercaptobenzothiazole (MBT) ont été déclarés à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) par six entreprises au cours de la période de 2003 à 2016. Les quantités de rejets annuels déclarées variaient entre 0,007 tonne et 6,69 tonnes et il s’agissait principalement de rejets de particules dans l’air. La fabrication de produits en caoutchouc pour l’industrie automobile était la principale source de rejets déclarés à l’INRP. Les substances du sous‑groupe des benzothiazoles peuvent être rejetées dans l’eau par les installations qui les utilisent dans la préparation ou la fabrication de produits (p. ex., les pneus et les produits en caoutchouc). Comme il est mentionné à l’annexe G, on s’attend à ce que le CBS, le TBBS et le DCBS s’hydrolysent en MBT dans les milieux aqueux ou soient rejetés sous forme de MBT en raison de leur profil d’emploi. En outre, les renseignements figurant dans une note technique (NOCIL, [date inconnue]) indiquent que l’utilisation industrielle du MBTS entraînera la réduction du disulfure en MBT. Par conséquent, ces substances seront considérées comme des contributeurs ou des précurseurs du MBT. Ces substances peuvent être rejetées dans l’environnement directement par l’usure des pneus (pneus en service et en fin de vie), ainsi que par certaines activités dans l’industrie minière. Les rejets indirects peuvent résulter de l’épandage sur le sol de biosolides provenant des systèmes de traitement des eaux usées^{Note de bas de page 7} (STEU) qui reçoivent des eaux usées contenant des substances du sous‑groupe des benzothiazoles. Les caractéristiques des STEU détermineront, en définitive, le comportement des benzothiazoles en termes de dégradation et de répartition entre les effluents et les biosolides. Cependant, selon les propriétés physico-chimiques du MBTS (log K_co estimé = 5,21), cette substance se répartira dans les biosolides et, selon les conditions de l’eau, une fraction du MBT et du SMBT se répartira probablement aussi dans les biosolides. Par conséquent, il peut y avoir des rejets indirects sur le sol dus à l’épandage de biosolides provenant des STEU. Enfin, l’utilisation de substances du sous‑groupe des benzothiazoles dans les lubrifiants peut également entraîner des rejets dans l’environnement par les eaux usées.

3.5 Devenir et comportement dans l’environnement

3.5.1 Distribution dans l’environnement

Si des substances du sous‑groupe des benzothiazoles étaient rejetées dans l’air, elles devraient s’associer à la phase particulaire et sédimenter par des processus de dépôt humide ou sec. Le sous‑groupe est caractérisé par une pression de vapeur négligeable et de faibles valeurs de la constante de la loi d’Henry. Ces propriétés font en sorte que la volatilisation serait négligeable à partir des surfaces du sol et des eaux de surface et, par conséquent, qu’il ne devrait pas y avoir de transport atmosphérique à grande distance. Les substances du sous‑groupe des benzothiazoles devraient contribuer à l’exposition au groupement MBT dans l’environnement. Par conséquent, les données pour le MBT seront prises en compte pour établir le devenir de tous les benzothiazoles, sauf indication contraire.

S’il est rejeté dans l’eau, le MBTS devrait se répartir dans les sédiments en raison de sa faible solubilité dans l’eau et de sa valeur log K_co élevée. Étant donné leur solubilité modérée dans l’eau et leur log K_co modérément élevé, le MBT et le SMBT devraient rester principalement dans le compartiment eau. Cependant, comme le MBT et le SMBT sont ionisables, la forme non ionisée moins soluble du MBT et du SMBT peut également être sorbée sur les particules en suspension et les sédiments de fond. Ni et al. (2008) ont constaté que le MBT se répartit entre la phase aqueuse et les particules en suspension. Il est donc possible que le MBT se dépose sur les sédiments lorsqu’il est sorbé sur les particules en suspension.

Étant donné que le MBT est très stable dans l’eau, son potentiel de transport à grande distance dans l’eau a été évalué à l’aide du modèle Transport and Persistence Level III Model (TaPL3 2003), sa forme neutre étant utilisée comme substance modèle. Zarfl et al. (2011) ont proposé un seuil de distance de transport caractéristique de 5 200 km pour définir les substances organiques ayant un grand potentiel de transport à grande distance dans l’eau. La distance de transport prévue pour le MBT était bien supérieure à 5 200 km, en supposant une rivière ayant un courant de 3,6 km/h et une profondeur de 20 m ou 5 m (les deux scénarios modélisés ont donné des conclusions similaires). Par conséquent, les rejets de MBT dans une rivière entraîneraient probablement un transport sur toute la longueur de la rivière, et la dilution plutôt que la dégradation serait le principal facteur affectant les concentrations pouvant donner lieu à une exposition (Mackay et al. 2014). On s’attend à une exposition continue à long terme à proximité des points de rejet locaux, la substance atteignant des endroits distants.

Lorsqu’elles sont rejetées dans le sol, les substances du sous‑groupe des benzothiazoles devraient être relativement immobiles et demeurer dans le sol. Dans le cas du MBTS, cela est dû en grande partie à sa faible solubilité dans l’eau et à sa valeur log K_co élevée. La modélisation EQC indique que le MBT et le SMBT resteraient dans le sol (voir le tableau 3‑5), en raison de leur valeur modérée du log K_co. De plus, l’étude de Ni et al. (2008) indique que le MBT neutre sera sorbé sur les particules.

3.5.2 Persistance dans l’environnement

L’analyse de la dégradation biotique et abiotique des benzothiazoles s’est appuyée sur des études trouvées dans la littérature et sur des logiciels de modélisation environnementale. Dans un article de synthèse, De Wever et Verachtert (1997) indiquent que le MBT pourrait être méthylé pour former du 2‑méthylthiobenzothiazole (MTBT) ou photolysé pour donner du benzothiazole ou du 2‑hydroxybenzothiazole. Le taux de dégradation dans les milieux naturels est inconnue. Brownlee et al. (1992) ont étudié la méthylation du MBT. Cependant, ils ont constaté après analyse que le taux de transformation du MTBT était de 2 %. Une analyse plus poussée des produits de la photolyse a indiqué, comme l’indique l’étude de De Wever et Verachtert (1997), que du benzothiazole et du 2-hydroxybenzothiazole étaient produits. Les taux de transformation rapportés pour chacun d’eux étaient faibles, la fourchette la plus élevée étant de 28 % à 47 % pour le benzothiazole. On a également rapporté diverses voies de dégradation et de transformation dans l’environnement (Liao et al. 2018). Cependant, le taux et l’ampleur de la dégradation biotique et abiotique du MBT ne peuvent être déterminés pour le moment et restent incertains.

BIOWIN (2010) prévoit que le MBT ne se biodégrade pas facilement, mais aussi qu’il ne résiste pas à la biodégradation, ce qui est conforme à EC (2008). De plus, EC (2008) indique que le MBT sera persistant. La dégradation du MBT dépendra de l’environnement auquel il est exposé (c.‑à‑d. la photolyse ne peut se produire qu’en présence de lumière). La modélisation OASIS Catalogic prévoit que les demi-vies de biodégradation du MBT seront de l’ordre de quelques années (CATALOGIC 2014). Par conséquent, le MBT et le SMBT sont considérés comme persistants et il existe un potentiel d’exposition chronique.

On s’attend à ce que plusieurs des autres benzothiazoles visés par la présente évaluation subissent une dégradation abiotique en MBT, totalement ou partiellement (voir l’annexe G pour de plus amples informations), par des réactions telles que l’hydrolyse ou la réduction. Les renseignements trouvés dans les dossiers de l’ECHA pour le TBBS, le DCBS et le MBTS (EC 2008; ECHA c2007-2019) indiquent que ces substances se dégraderont pour former du MBT dans l’environnement. Plus précisément, EC (2008) a conclu que le MBTS s’hydrolyse en MBT en quelques jours, bien que certains rapports fassent état de conditions dans lesquelles l’hydrolyse ne se produira pas, ou se produira à un rythme plus lent. Le CBS s’hydrolyse à la fois en benzothiazole et en MBT (ECHA c2007-2019; ChemRisk LLC 2010).

Le tableau 3‑6 résume les résultats de la modélisation d’OASIS Catalogic concernant la biodégradation des substances du sous‑groupe des benzothiazoles.

^a La biodégradation dans le sol et les sédiments est déterminée selon l’approche de Boethling; t_1/2(eau) = t_1/2(sol) = 4 t_1/2(sédiments) (Boethling et al. 1995).
^b Données empiriques d’après la base d’apprentissage d’OASIS Catalogic (CATALOGIC 2014).

3.5.3 Potentiel de bioaccumulation

Selon les données disponibles, les substances du sous‑groupe des benzothiazoles sont peu susceptibles de se bioaccumuler. Le MBT et le SMBT ont une solubilité modérée dans l’eau et des valeurs log K_oe de 2,41, ce qui indique un faible potentiel de bioaccumulation. Le MBTS a une valeur log K_oe de 4,21 et une faible solubilité dans l’eau. Cependant, on suppose que le MBTS se dégradera en MBT, de sorte qu’il est peu probable que le MBTS se bioaccumule. Les données empiriques présentées dans l’évaluation européenne des risques pour le CBS (EC 2008) indiquent que le MBTS a un très faible potentiel de bioaccumulation avec des facteurs de bioconcentration (FBC) rapportés compris entre 1,0 et 51 L/kg. Les facteurs de bioaccumulation (FBA) modélisés basés sur les FBC les plus défavorables pour le MBT et le MBTS indiquent également que les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont un faible potentiel de bioaccumulation. Cela est dû au faible log K_oe du MBT, ce qui indique qu’il ne devrait pas être absorbé dans les tissus adipeux, en plus de son taux de biotransformation rapide (BCFBAF 2010). L’affinité du MBT pour les phospholipides (c.‑à‑d. le partage membrane-eau) devrait également être faible, compte tenu de son log K_oe relativement faible. Étant donné que le MBTS devrait se dégrader en MBT, il aura des caractéristiques de bioaccumulation similaires. Le tableau 3‑7 résume les principales données concernant la bioconcentration du sous‑groupe des benzothiazoles dans les organismes aquatiques.

Abréviations : FBA = facteur de bioaccumulation (L/kg); FBC = facteur de bioconcentration (L/kg); K_m = constante du taux de biotransformation; N.D. = non disponible.
^a D’après BCFBAF 2010.
^b Valeur calculée en utilisant le modèle cité dans Arnot et al. 2008a, 2008b.
^c Valeur calculée pour les poissons de niveau trophique moyen en utilisant la détermination par bilan massique du taux de métabolisme d’après l’étude empirique du FBC (Arnot et al. 2008a, 2008b).

3.6 Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

3.6.1 Évaluation des effets sur l’environnement

3.6.1.1 Mode ou mécanisme d’action

Comme il est indiqué dans la Classification du risque écologique des substances organiques (ECCC 2016a), le mode d’action (MdA) a été établi selon plusieurs approches QSAR. Plus précisément, le profileur Verhaar, le profileur de mode d’action OASIS et le logiciel ASTER ont été utilisés pour caractériser le mode d’action des substances du sous‑groupe des benzothiazoles.

Selon les profileurs Verhaar et ASTER, le MBTS a un mode d’action (réactivité en fonction du sulfhydryle dans le cas d’ASTER), tandis que le profileur OASIS indique que toutes les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont des modes d’action non narcotiques.

Bien qu’il y ait quelques divergences dans la modélisation des modes d’action du MBT et du SMBT, les recherches indiquent que ces substances ont des modes d’action précis qui se manifestent par des interactions avec les acides nucléiques et les protéines. En outre, on a indiqué que les benzothiazoles ont une activité biologique à large spectre (Liao et al. 2018). Par exemple, on a démontré que le MBT inhibe une variété d’enzymes, notamment la tyrosinase, la lactate déshydrogénase et les enzymes du glutathion, ou entrave leur activité (Choi et al. 2007; De Wever et al. 1994; Stephensen et al. 2005). On a également constaté que le MBT nuit à la chaîne respiratoire par son interaction avec les flavoprotéines (De Wever et al. 1994).

Les recherches montrent que le MBT inhibe la peroxydase de la thyroïde (TPO) chez les poissons et les grenouilles, et des effets ont également été observés dans les microsomes thyroïdiens des rats lors d’un essai préalable à rendement élevé à plusieurs étapes (Friedman et al. 2016; Nelson et al. 2016; Stinckens et al. 2016; Tietge et al. 2013). Selon Friedman (2016), l’inhibition de la TPO peut entraîner une diminution de la synthèse d’hormones thyroïdiennes et, en fin de compte, des effets indésirables, notamment un dysfonctionnement neurologique. Nelson et al. (2016) et Stinckens et al. (2016) ont examiné cette voie d’effets indésirables, et ils ont trouvé que le MBT inhibe la TPO chez Pimephales promelas et Danio rerio, entraînant une réduction des taux d’hormones thyroïdiennes, qui se manifestait par un retard du gonflement de la vessie natatoire antérieure chez les deux espèces. Ces effets ont été associés à la liaison ADN/protéine, notamment les valeurs de la CE₅₀ causant une réduction de la pigmentation dans l’œil et le corps, et une malformation de la bouche (Stinckens et al. 2016). Miyata et Ose (2012) ont également démontré que le développement des amphibiens peut être sensible aux modifications de l’homéostasie de la thyroïde, tout comme Tietge et al. (2013), qui ont montré que le MBT inhibe la voie des hormones thyroïdiennes chez Xenopus laevis. Ces auteurs ont utilisé des protocoles d’essai de 7 et 21 jours pour évaluer les effets sur la métamorphose et la thyroïde, démontrant éventuellement que le MBT perturbe la fonction thyroïdienne chez les amphibiens.

Enfin, les travaux de Zeng et al. (2016) concernant les effets de 12 benzothiazoles (dont le MBT et le MBTS) sur les lignées cellulaires de Oncorhynchus mykiss ont montré que le MBT induit des dommages à l’ADN, mais uniquement à des concentrations qui provoquent une perte de viabilité cellulaire de plus de 30 %. La même étude de Zeng et al. n’a révélé aucun effet dû à l’exposition au MBTS en ce qui concerne la cytotoxicité ou la génotoxicité. Cependant, l’exposition au MBTS induisait des dommages génétiques dans les cellules de mammifères (BUA 1993).

En résumé, les publications sur les études in vitro et in vivo, ainsi que le MdA établi par la méthode QSAR, indiquent de façon systématique que le MBT se lie aux protéines et à l’ADN, et entrave ainsi le système endocrinien des organismes aquatiques. Étant donné que tous les membres du sous‑groupe des benzothiazoles sont probablement des précurseurs du MBT, les effets décrits ci‑dessus sont applicables à l’ensemble du sous‑groupe aux fins de l’évaluation des effets sur l’environnement.

3.6.1.2 Effets sur les organismes aquatiques

Les études disponibles sur les risques écologiques des benzothiazoles comprennent des données sur les poissons, les invertébrés et les algues. Les résultats importants comprennent ceux qui sont présentés dans l’évaluation européenne des risques (EC 2008), Nawrocki et al. (2005) et Stinckens et al. (2016). Les rapports de l’American Chemistry Council (ACC 2001), l’ensemble de données de l’OCDE sur le N-tert-butylbenzothiazole-2-sulfénamide (OCDE 2003) et le document de caractérisation des dangers de l’EPA sur le benzothiazole et les thiazoles à base de morpholine (US EPA 2010) ont également été consultés. L’annexe H contient plus de détails sur les effets.

Les effets du MBT sur les premiers stades de vie d’O. mykiss ont été caractérisés conformément à la Ligne directrice n^o 203 (LD 203) de l’OCDE et la Norme d’essai n^o 797.1600 de la TSCA (EC 2008; ECHA c2007-2019), dont les résultats sont présentés dans le tableau 3‑8. Dans l’essai selon la LD 203, des spécimens d’O. mykiss juvéniles ont été exposés au MBT dans un système à écoulement continu, les effets associés à la CL₅₀ étaient ceux des concentrations mesurées. Dans l’autre essai à écoulement continu, O. mykiss (60 jours après l’éclosion) a été exposé au MBT pendant 89 jours, la longueur des larves étant l’indicateur dénotant la plus grande sensibilité et à partir duquel la CMEO et la CSEO ont été déterminées (0,078 mg/L et 0,041 mg/L respectivement). Stinckens et al. (2016) ont décrit un essai de toxicité aiguë sur des embryons de poissons réalisé selon les lignes directrices de l’OCDE avec D. rerio, pour caractériser la perturbation des hormones thyroïdiennes résultant de l’exposition au MBT (voir le tableau H-1).

Tietge et al. (2013) ont étudié les effets du MBT sur X. laevis en utilisant des protocoles de 7 jours et de 21 jours pour évaluer les effets sur l’histologie et le fonctionnement de la thyroïde. Des effets sur la thyroïde ont été constatés même aux plus faibles concentrations d’essai, notamment une diminution des hormones thyroïdiennes T3 et T4 à 18 µg/L. Un retard dans le développement métamorphique a été constaté à des concentrations plus élevées (0,11 mg/L et plus; voir le tableau H-1). Des données sur les effets du MBT sur les invertébrés aquatiques ont été trouvées dans le rapport d’évaluation des risques de l’UE pour le CBS (EC 2008), Nawrocki et al. (2005), et dans la base de données des substances homologuées en Europe (ECHA c2007-2019). Les effets de ces études concordent avec les données sur les effets aigus médians dans la plage de 1 à 16 mg/L, et les CSEO aiguës et chroniques de 0,84 mg/L et 0,24 mg/L, respectivement (tableau 3‑8).

Plusieurs études sur les algues ont été trouvées dans les rapports publiés (EC 2008; ACC 2001; OCDE 2003; US EPA 2010). Ces données montrent des effets dans la plage de 0,1 à 1 mg/L. Cependant, ces études n’étaient pas disponibles pour examen et par conséquent Santé Canada n’a tenu compte d’aucun de ces effets pour établir les concentrations estimées sans effet (CESE). L’étude sur Selenastrum capricornutum figurant dans le tableau H-1 a été prise en compte pour la détermination du facteur d’évaluation afin d’éclairer les variations selon l’espèce, car l’évaluation des risques de l’UE (EU RAR 2008) contenait suffisamment de détails pour conclure que cette étude était acceptable. Toutefois, les détails n’étaient pas suffisants pour en permettre un examen indépendant.

Les essais empiriques portant sur le MBTS dans la base de données de l’ECHA (données non présentées) n’indiquent aucun effet à des concentrations bien supérieures à la limite de solubilité dans l’eau. La très faible solubilité du MBTS ainsi que le log K_co élevé semblent indiquer que le MBTS ne serait pas présent dans le milieu aquatique à des concentrations élevées (la solubilité dans l’eau indiquée est < 50 µg/L).

Pour caractériser les effets du sous‑groupe des benzothiazoles, la CSEO chronique sur 89 jours de 0,041 mg/L pour la croissance des larves d’O. mykiss a été utilisée comme valeur critique de toxicité (VCT) car il s’agissait du paramètre dénotant la plus grande sensibilité. Cette valeur a été divisée par un facteur d’évaluation de 20. Cette valeur est basée sur un facteur de 2 tenant compte de la variation entre les espèces, car on disposait d’un ensemble de données de taille modérée. Plus précisément, l’ensemble de données comprend 5 espèces réparties parmi 3 catégories d’espèces (c.‑à‑d. vertébrés, invertébrés et producteurs primaires), comme le montrent les tableaux 3‑8 et H-1. Un facteur de 10 est utilisé en guise de prudence pour tenir compte de l’incertitude quant à l’activité biologique à large spectre du MBT chez les récepteurs aquatiques, en particulier chez les amphibiens. Il n’a pas été nécessaire de procéder à une extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique, car la VCT est un paramètre sans effet, à long terme et sublétal. La CESE aquatique résultante est de 0,00205 mg/L ou 2,05 µg/L. Le tableau 3-8 résume les principales études de toxicité aquatique pour le sous‑groupe des benzothiazoles.

Abréviations : CSEO = concentration sans effet observé; CMEO = concentration minimale entraînant un effet observé; CL_x = concentration létale pour x % de la population; CE_x = concentration entraînant un effet pour x % de la population.

3.6.1.3 Effets sur les organismes vivant dans les sédiments

Il y a peu de données sur la toxicité des substances du sous‑groupe des benzothiazoles pour les sédiments. Les renseignements se limitent aux recherches internes d’Environnement et Changement climatique Canada sur le MBTS (communication personnelle, données de recherche non publiées sur les benzothiazoles de la Division de la recherche sur les contaminants aquatiques, ECCC, à la Division de l’évaluation écologique, ECCC, 2018; sans référence). Les recherches communiquées sur Hyalella azteca et Hexagenia spp n’indiquent aucun effet sur la croissance et la survie à des concentrations nominales de MBTS atteignant 100 mg/kg poids sec. Chez Tubifex tubifex, on n’a constaté aucun effet sur la survie, la production de cocons et l’éclosion des cocons à des concentrations de MBTS atteignant 100 mg/kg poids sec. Une différence statistiquement significative a été observée à la concentration maximale d’essai du MBTS, c.‑à‑d. une réduction de la production de jeunes à 100 mg/kg poids sec. On ne s’attend pas à ce que le MBT ou le SMBT demeure dans les sédiments, d’après leurs propriétés physico-chimiques et la modélisation EQC. Par conséquent, aucune CESE pour les sédiments n’a été établie pour le MBT ou le SMBT. Aucune CESE pour les sédiments n’a été calculée également pour aucune des autres substances du sous‑groupe des benzothiazoles, car le présent rapport présume que ces substances se dégraderont ultimement en MBT lorsqu’elles seront rejetées dans l’environnement. Le tableau 3-9 résume les principales études de toxicité du sous‑groupe des benzothiazoles pour les sédiments, et le tableau H-2 indique les études supplémentaires qui ont été évaluées.

Abréviations : CSEO = concentration sans effet observé; CMEO = concentration minimale entraînant un effet observé.

3.6.1.4 Effets sur les organismes vivant dans le sol

Il y a peu de données sur les effets des substances du sous‑groupe des benzothiazoles sur les organismes vivant dans le sol, et on n’a trouvé aucune donnée sur le MBT. Des données ont été extraites de la base de données des substances homologuées de l’ECHA (ECHA c2007-2019) concernant les effets du MBTS sur les lombrics et les plantes. Plus précisément, on a trouvé des études réalisées selon la LD 222 de l’OCDE pour les lombrics et la LD 208 de l’OCDE pour les plantes terrestres. Les deux études n’indiquent aucun effet aux concentrations maximales d’essai (1 000 mg/kg). Les études sur les lombrics ont mesuré des effets, dont la mortalité (28 jours), la biomasse (28 jours) et la reproduction (56 jours), tandis que les études sur les plantes ont examiné la levée des plantules, la longueur des pousses et le poids frais des pousses (tous ces paramètres sur 14 jours).

Une étude sur les lombrics réalisée selon la ligne directrice n^o 222 de l’OCDE pour le TBBS (ECHA c2007-2019) sera utilisée pour caractériser les effets du sous‑groupe des benzothiazoles dans le sol. Au cours de l’étude de la biomasse des lombrics sur 28 jours et de l’étude sur la reproduction des lombrics sur 56 jours, il est probable qu’une partie importante du TBBS se soit dégradée en MBT. Aucune mortalité ou différence de biomasse n’a été observée au cours des 28 jours, mais il y avait une différence statistiquement significative entre le nombre de juvéniles dans le groupe témoin et dans les différentes concentrations d’essai. Par conséquent, la CMEO a été établie à 237,2 mg/kg p.s. de sol sec et la CSEO à 133,3 mg/kg p.s. de sol sec, ce qui donne une concentration maximale acceptable d’agent toxique (CMAT; moyenne géométrique entre la CSEO et la CMEO) de 178 mg/kg p.s. de sol. Cette valeur de 178 mg/kg p.s. de sol sec sera utilisée comme VCT pour le calcul de la CESE. Un facteur d’évaluation de 100 a été appliqué à la VCT. Ce facteur comprend un facteur de 10 pour la variation de sensibilité entre les espèces afin de tenir compte des données limitées sur les effets de ce sous‑groupe sur les organismes vivant dans le sol (2 espèces parmi 2 catégories d’invertébrés et de producteurs primaires), et un facteur de 10 pour tenir compte du MdA, car l’ensemble de données ne reflétait pas les effets qui pourraient survenir en raison du MdA propre à ce sous‑groupe. Aucune extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique n’a été nécessaire, car la VCT est un paramètre sublétal et à long terme qui s’accompagne de peu d’effets.

L’application de ce facteur d’évaluation donne une CESE de 1,78 mg/kg p.s. de sol. Dans le présent rapport, on présume que tout TBBS rejeté se dégradera en MBT. Par conséquent, cette CESE sera utilisée pour caractériser l’ensemble du sous‑groupe des benzothiazoles.

3.6.2 Évaluation de l’exposition environnementale

La caractérisation de l’exposition était axée sur les scénarios d’exposition les plus pertinents pour le sous‑groupe des benzothiazoles. Le MBT et le MBTS sont utilisés principalement comme agents de vulcanisation dans le secteur de la fabrication des pneus et d’autres produits en caoutchouc. Des scénarios ont donc été examinés pour la fabrication de pneus et d’autres produits en caoutchouc, de pneus en service et de pneus en fin de vie. Le SMBT est utilisé comme inhibiteur de corrosion dans les lubrifiants. Des scénarios ont donc été examinés pour les rejets découlant de l’utilisation du SMBT dans les lubrifiants et les installations de formulation de lubrifiants. Le SMBT est également utilisé comme agent de flottation dans certains sous‑secteurs de l’industrie minière, et un scénario pour ce profil d’emploi a donc été examiné. Dans le cas des scénarios pour les pneus, le CBS, le TBBS et le DCBS ont été considérés comme des précurseurs du MBT. Aucune donnée de surveillance environnementale pertinente n’était disponible pour l’une ou l’autre de ces substances.

De nombreux pneus en fin de vie sont recyclés et réutilisés pour diverses utilisations, notamment les produits dérivés des pneus, les agrégats dérivés des pneus dans les applications de génie civil, le carburant dérivé des pneus et l’élimination des déchets dans les décharges. Pour ces utilisations, il existe une grande variabilité et un manque de données. Par conséquent, la concentration estimée dans l’environnement (CEE) n’a pas été calculée (ECCC 2020).

Pour ce qui est des rejets de SMBT par les installations de préparation de lubrifiants, la quantité de SMBT utilisée dans ces installations représente un très faible pourcentage de la quantité totale de substances du sous‑groupe des benzothiazoles employée. Ces rejets sont donc considérés comme insignifiants par rapport à d’autres scénarios d’exposition. C’est pourquoi aucune CEE n’a été calculée pour ce scénario (ECCC 2020).

Une quantité totale de 1 000 000 à 10 000 000 kg/an de benzothiazoles a été importée en 2014 ou 2015 (ECCC 2018). Proportionnellement, la majeure partie de cette quantité est entrée dans la fabrication de pneus (~ 88 %), le reste ayant été utilisé dans d’autres produits en caoutchouc (~ 7 %), les lubrifiants (~ 1 %), l’exploitation minière (~ 2 %) et les 2 % restants dans d’autres applications (voir la section 3.3).

3.6.2.1 Calcul des CEE et hypothèses générales

Les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ne devraient pas se biodégrader de manière appréciable à court ou à moyen terme. Cependant, on s’attend à ce que le CBS, le DCBS, le MBTS et le TBBS réagissent au cours des procédés de fabrication ou se dégradent dans les eaux usées en MBT. Compte tenu de la persistance et de la solubilité du MBT, on s’attend à ce que celui‑ci soit rejeté dans les eaux de surface par les STEU.

Les scénarios de rejets industriels étaient basés sur le volume total de benzothiazole utilisé dans un procédé donné, chaque substance contribuant au MBT dans le flux des déchets.

En règle générale, les équations suivantes ont été utilisées pour calculer les CEE pour l’eau et le sol, respectivement :

${CPE}_{eau}=\frac{Q\times FE\times M_r\times \left(1-{TE}_{sur\_place}\right)\times (1-{TE}_{hors\_site})}{N\times F\times FD}$

Où Q représente la quantité de substance (kg), FE représente le facteur d’émission pour le rejet dans l’eau, M_r représente le rapport de masse (le cas échéant), TE_{sur_place} et TE_{hors_site} représentent le taux d’élimination des eaux usées sur place et hors site, N représente le nombre de jours d’exploitation, F représente le débit de l’installation industrielle ou de la STEU, et FD représente le facteur de dilution du plan d’eau récepteur. La multiplication des termes F x FD représente le volume d’eau de dilution quotidien.

${CPE}_{sol}=\frac{C_s\times A\times N}{d\times \rho }$

Où C_s est la concentration de la substance dans les biosolides (mg/kg poids sec), A est le taux annuel d’épandage des biosolides sur le sol (kg/m²-an), N est le nombre d’années d’épandage des biosolides, d est la profondeur de mélange et ρ est la masse volumique du sol sec (kg/m³) (ECCC 2020).

3.6.2.2 Scénario d’exposition 1 : Fabrication de pneus et d’autres produits en caoutchouc

L’utilisation des benzothiazoles dans la fabrication de pneus a été évaluée pour représenter les installations réalisant des procédés typiques de fabrication de pneus et d’autres produits en caoutchouc. Plus précisément, les benzothiazoles sont utilisés comme accélérateurs de vulcanisation dans la fabrication de pneus. Lorsqu’elles sont utilisées, ces substances réagissent et sont donc chimiquement liées dans les produits. Cependant, il est possible qu’il subsiste après la vulcanisation un faible pourcentage des matières premières qui n’ont pas réagi. Au cours de la fabrication des pneus, des substances du sous‑groupe des benzothiazoles peuvent être rejetées dans les eaux usées lors du mélange, de la vulcanisation et d’autres procédés. Les eaux usées peuvent passer par des systèmes de traitement sur place, notamment un séparateur huile/eau, puis être rejetées dans les eaux de surface ou acheminées vers un STEU. Les renseignements concernant les installations de fabrication de pneus au Canada ont été compilés. Des données ont été obtenues sur la quantité utilisée ou la capacité de production (2 000 à 19 000 pneus par jour selon l’installation) (MTD 2018). Différentes sources d’information étaient disponibles pour estimer les facteurs d’émission (FE). Les FE dans les plages inférieure et supérieure des rejets dans les eaux usées, pour tous les procédés, ont été utilisés pour le calcul des CEE. Le FE dans la plage inférieure était de 0,0003 (ChemRisk LLC 2010). Le FE dans la plage supérieure pour les installations de fabrication de pneus qui ne manipulent pas de poudres chimiques était de 0,0005 (ECB 2003) et le FE dans la plage supérieure pour les installations qui manipulent des poudres chimiques était de 0,0015^{Note de bas de page 8} (ECB 2003; OCDE 2009b). Les taux d’élimination pour un séparateur huile/eau (censés être de 10 % étant donné la solubilité et la masse volumique du MBT) et pour un système de traitement biologique applicable (62 % d’après les estimations du modèle SimpleTreat). Le volume d’eau quotidien servant à la dilution (c.‑à‑d. l’effluent d’une installation ou d’un STEU avec dilution par un plan d’eau récepteur) a également été employé. Voir le document d’ECCC (2020) pour de plus amples renseignements. En appliquant les données propres aux installations de concert avec les renseignements ci‑dessus, les CEE pour les différents sites de fabrication de pneus obtenues en utilisant les FE de la plage inférieure sont de 0,18 à 8,23 µg/L, et en utilisant les FE de la plage supérieure sont de 0,90 à 13,71 µg/L.

On a utilisé une approche décrite par l’ECHA (2016b) pour estimer les concentrations de MBT dans le sol résultant de l’épandage de biosolides générés par un STEU secondaire. Cette approche suppose que les eaux usées contenant du MBT provenant d’une installation sont acheminées vers un STEU secondaire et que le MBT peut être présent dans les boues par sorption et migrer dans les biosolides. Elle suppose également que l’épandage des biosolides sur le sol a lieu une fois par an et que le MBT s’accumule dans la couche supérieure des 20 cm du sol pendant 10 ans sans aucune perte de MBT par des mécanismes comme la dégradation, la volatilisation, le lessivage, etc. Des valeurs par défaut ont été utilisées pour le taux d’épandage des biosolides sur le sol et la masse volumique des sols secs.

La CEE calculée selon cette approche représente une estimation prudente, car les mécanismes de dégradation et les autres pertes n’ont pas été pris en compte. En suivant cette procédure, on obtient une CEE maximale dans le sol de 0,16 mg/kg p.s. lorsque la FE dans la plage inférieure est utilisée et de 0,26 mg/kg p.s. lorsque la FE dans la plage supérieure est utilisée.

3.6.2.3 Scénario d’exposition 2 : Usure des pneus en service

Les pneus sont utilisés dans différents véhicules circulant sur route et hors route. On estime qu’environ 33 millions de nouveaux pneus sont mis service au Canada chaque année et que la durée de vie d’un pneu est d’environ 6 ans (Badila 2013). Lorsqu’un pneu est en service, il perd environ 40 % de sa bande de roulement au cours de sa durée de vie (Badila 2013). Pour calculer une CEE pour les eaux de surface, il faut connaître la quantité de particules produites par l’usure des pneus, la concentration des substances dans ces particules, le devenir de ces particules, le taux de lessivage des substances contenues dans ces particules, le volume des eaux de ruissellement, le taux d’élimination par les eaux de ruissellement et le facteur de dilution du plan d’eau récepteur.

Les particules produites par l’usure des pneus proviennent de l’abrasion de la bande de roulement. La concentration de la substance est environ 1 % en poids dans les particules produites par l’usure des pneus (OCDE 2004b). La substance est chimiquement liée par les procédés de vulcanisation lors de la fabrication des pneus. On suppose que toutes les particules d’usure se retrouvant de part et d’autre de la route seront chassées par les eaux de ruissellement et de pluie et finiront par atteindre un plan d’eau récepteur. Bien que la substance soit chimiquement liée aux particules d’usure des pneus, on suppose qu’un faible pourcentage de la substance pourrait encore ne pas réagir et donc être lessivé à l’extérieur des particules produites par l’usure des pneus. Sur la base des valeurs limitées trouvées dans la littérature, un taux de lessivage prudent de 1 % de la substance n’ayant pas réagi est utilisé dans le calcul.

On suppose que les substances du sous-groupe des benzothiazoles seront principalement présentes sous forme de MBT dans les eaux de ruissellement, car de nombreuses substances d’intérêt qui sont lessivées se dégradent en MBT. Certaines eaux de ruissellement peuvent être gérées par divers systèmes de gestion des eaux pluviales, ce qui permettrait une certaine élimination du MBT. Toutefois, par souci de prudence, on présume que le taux d’élimination du MBT dans les eaux pluviales de ruissellement est nul. La substance lessivée est diluée par les eaux pluviales de ruissellement, et davantage encore dans un plan d’eau récepteur. Le volume des eaux pluviales de ruissellement est calculé à partir des volumes de précipitations annuelles, de la superficie couverte et des coefficients de ruissellement pour chaque municipalité. On utilise un débit de saison humide dans un plan d’eau récepteur. On calcule le facteur de dilution en comparant le débit total du plan d’eau récepteur au volume des eaux de ruissellement. On utilise la valeur la moins élevée entre le facteur de dilution réel et une valeur maximale de 10.

Compte tenu des paramètres ci‑dessus, la CEE la plus élevée dans les eaux de surface est de 0,023 µg/L.

3.6.2.4 Scénario d’exposition 3 : Utilisation dans l’industrie minière

Le SMBT est utilisé comme réactif de flottation dans les applications minières (ECCC 2018). Ce scénario s’applique à certains sous‑secteurs miniers où les installations canadiennes utilisent le SMBT dans leurs procédés de flottation. Lorsqu’il est utilisé dans l’eau, le SMBT se dissocie en MBT. Après avoir été consommé, le MBT peut être déversé dans un bassin de résidus miniers sur le site minier, puis rejeté dans l’environnement.

Afin de calculer une CEE dans les eaux de surface, les paramètres nécessaires comprennent la quantité de substance utilisée, le facteur d’émission pour la substance rejetée dans un bassin de décantation, les taux d’élimination de la substance par les systèmes de traitement sur place, le débit rejeté dans l’environnement et le facteur de dilution du plan d’eau récepteur.

Dans une installation minière, le SMBT est dosé de manière appropriée dans des cuves de flottation avec d’autres produits chimiques. Dans l’eau, le SMBT se dissocie en MBT. C’est pourquoi on a supposé qu’une certaine partie du MBT pourrait ne pas réagir dans une cuve de flottation où il pourrait être dissous dans l’eau de traitement provenant du procédé de flottation, et que le MBT pourrait également être rejeté dans l’eau provenant des procédés post-flottation. Ainsi, on suppose que 25 % du SMBT utilisé dans les procédés de flottation pourrait être rejeté dans un bassin de décantation où il serait présent sous forme de MBT.

Une installation minière peut disposer d’un système de traitement des eaux de procédés avant que celles-ci soient rejetées dans un bassin de décantation où on utilise le taux d’élimination du système de traitement sur place applicable. Dans un bassin de décantation, le mécanisme d’élimination des résidus miniers se fait par décantation, et donc le taux d’élimination du système de traitement primaire est utilisé.

Une installation minière peut réutiliser le surnageant du bassin de résidus autant que possible. Cela signifie que tous les volumes d’eau déversés dans un bassin de décantation ne seront pas rejetés dans l’environnement. Le pourcentage du débit qui est déversé dans un plan d’eau récepteur est réglementé par la province où se trouve l’installation minière.

Lorsque le MBT est rejeté dans l’environnement, il est dilué par le plan d’eau récepteur. On obtient le facteur de dilution en comparant le débit total du plan d’eau récepteur au débit d’effluents du bassin de décantation, et on utilise la valeur la plus faible entre un facteur de dilution réel et un facteur maximal de 10. Ce facteur de dilution reflète les conditions à proximité du point de rejet.

Pour ce qui est des installations concernées qui rejettent les effluents des bassins de décantation contenant du MBT dans un plan d’eau récepteur, la CEE maximale dans les eaux de surface est estimée à 4,85 µg/L.

3.6.2.5 Scénario d’exposition 4 : Utilisation dans les lubrifiants

Le SMBT peut être utilisé comme inhibiteur de corrosion dans divers types de lubrifiants, notamment les fluides de travail des métaux, les lubrifiants automobiles, les huiles industrielles, etc. L’utilisation du SMBT dans les fluides de travail des métaux peut entraîner des rejets dans l’environnement lorsque ces fluides sont expulsés de la surface du métal par rinçage pendant les procédés de nettoyage et de finition. L’utilisation du SMBT dans d’autres types de lubrifiants est moins susceptible d’entraîner des rejets dans l’environnement, car la plupart des lubrifiants usés sont recyclés et éliminés conformément aux exigences provinciales. Par conséquent, dans ce scénario, calcule une CEE due à l’utilisation du SMBT dans les fluides de travail des métaux.

Dans ce scénario, on envisage une situation dans laquelle une installation industrielle manipule du SMBT dans les fluides de travail des métaux. Les hypothèses concernant le volume traité, les jours de fonctionnement et le facteur d’émission pour les rejets dans les eaux usées sont tirées du document de l’OCDE sur les scénarios d’émission des fluides de travail des métaux (OCDE 2011). Dans les eaux usées, le SMBT se dissocie en MBT. Le taux d’élimination du MBT par un système de traitement a été estimé à l’aide du modèle SimpleTreat, et le volume d’eau de dilution quotidien a été obtenu à partir du débit des effluents et du taux de dilution du plan d’eau récepteur applicable. En outre, la concentration de la substance dans les fluides de travail des métaux a été tirée de Brinksmeier et al. (2015). On présume que les eaux usées seront traitées par un séparateur huile/eau sur place avant d’être acheminées vers un STEU. Selon cette approche, on a calculé une CEE dans les eaux de surface de 6,5 µg/L.

Une approche décrite par l’ECHA (2016b) a été utilisée pour estimer les concentrations de MBT dans le sol résultant de l’épandage de biosolides générés par un STEU secondaire. Dans cette approche, on présume que les eaux usées contenant du MBT provenant d’une installation sont rejetées vers un STEU secondaire et que le MBT peut être présent dans les boues par sorption et migrer vers les biosolides. L’approche suppose également que l’épandage de biosolides sur le sol a lieu une fois par an et que la substance s’accumule dans la couche supérieure de 20 cm du sol pendant 10 ans. Aucune perte de substance n’a été prise en compte (c.‑à‑d. par différents mécanismes, notamment la dégradation, la volatilisation, le lessivage, etc.). On utilise les valeurs par défaut pour le taux d’épandage des biosolides sur le sol et la masse volumique des sols secs.

La CEE calculée selon cette approche représente une estimation prudente, car les mécanismes de dégradation et les autres pertes n’ont pas été pris en compte. Cette procédure a permis de calculer une CEE dans le sol d’une valeur de 0,18 mg/kg p.s.

3.6.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche suivie dans cette évaluation préalable du risque pour l’environnement consistait à examiner les données d’évaluation et à proposer des conclusions s’appuyant sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence. Des données ont été recueillies pour déterminer le potentiel de nocivité du sous‑groupe des benzothiazoles dans l’environnement canadien. Les éléments de preuve examinés comprennent, notamment, ceux qui sont évalués dans la présente évaluation et qui soutiennent la caractérisation des risques pour l’environnement au Canada. Sont également pris en compte, lorsqu’il y en a, les éléments de preuves secondaires ou indirects, y compris les décisions réglementaires et la classification des dangers ou les caractéristiques du devenir déterminées par d’autres organismes de réglementation.

3.6.3.1 Analyse des quotients de risque

Des analyses des quotients de risque ont été réalisées en comparant les diverses estimations d’exposition réalistes en cas de pire éventualité (CEE; voir la section Évaluation de l’exposition de l’environnement) avec les données d’écotoxicité (CESE; voir la section Évaluation des effets sur l’environnement) en vue de déterminer s’il existe un potentiel d’effets nocifs sur l’environnement au Canada. On calcule le quotient de risque (QR) en divisant la CEE par la CESE pour les milieux naturels pertinents et les scénarios d’exposition associés. Les tableaux 3-11 et 3-12 présentent les QR obtenus pour le sous‑groupe des benzothiazoles.

^a Valeurs fournies sous forme de plage.

3.6.3.2 Examen des sources de données

Afin de caractériser le risque écologique du sous‑groupe des benzothiazoles, les informations techniques concernant les diverses sources de données ont été prises en compte et pondérées qualitativement. Les principales sources de données étayant la conclusion de l’évaluation sont présentées dans le tableau 3-13, et une discussion globale sur le poids de la preuve figure à la section 3.6.3.4. Le degré de confiance renvoie à l’influence combinée de la qualité et de la variabilité des données, des lacunes dans les données, de la causalité, de la plausibilité et de toute extrapolation requise pour les données probantes. La pertinence désigne l’effet d’une source de données probante sur la détermination du risque de causer des effets nocifs sur l’environnement au Canada. Les qualificateurs utilisés dans l’analyse varient de faibles à élevés, et la pondération de chaque donnée variait selon cinq résultats possibles.

^a Le niveau de confiance est déterminé d’après les paramètres des données : qualité, variabilité, lacunes (en d’autres mots, les données sont-elles pertinentes pour les fins envisagées?).
^b La pertinence renvoie à l’impact de la source de données sur l’évaluation.
^c Une pondération est attribuée à chaque source de données en fonction de la pondération globale combinée du niveau de confiance et de la pertinence pour l’évaluation.
^d Les paramètres non apicaux font référence aux paramètres autres que la mortalité, la croissance et la reproduction (p. ex., les paramètres ayant des effets sur la population.)

3.6.3.3 Poids de la preuve pour déterminer les risques d’effets nocifs sur l’environnement au Canada

Les substances autres que le MBT dans le sous‑groupe des benzothiazoles se dégradent en MBT par diverses voies de transformation (p. ex., hydrolyse, redox, digestive ou métabolique) dans des conditions environnementales, industrielles ou physiologiques pertinentes. Par conséquent, on suppose qu’en matière de lecture croisée, le comportement du MBT sera représentatif de celui de toutes ces substances (voir l’annexe G).

Il existe d’autres substances qui sont des précurseurs potentiels du MBT, mais qui n’ont pas été incluses dans le sous-groupe des benzothiazoles. Elles peuvent néanmoins contribuer à la présence globale du MBT dans l’environnement. Une liste non exhaustive de ces précurseurs potentiels du MBT est fournie à l’annexe I.

La répartition du MBT dans l’environnement est bien caractérisée grâce à diverses mesures, dont les propriétés physico-chimiques, la modélisation EQC et les données figurant dans la littérature. Ces sources concluent que la majeure partie du MBT se dissoudra librement une fois dans l’eau, et qu’il se liera principalement aux particules lorsqu’il sera dans l’air ou dans le sol. La persistance a été évaluée d’après des modèles et des données empiriques. Il existe des données indiquant que les substances d’origine se dégradent en MBT. Cependant, il n’est pas certain que le MBT se dégradera davantage. Les données empiriques trouvées dans la littérature indiquent que la dégradation se produit dans des conditions précises qui peuvent ne pas être représentatives de tous les environnements. On manque également d’information sur le taux et l’ampleur de la transformation, même dans les conditions précises qui ont été étudiées. Bien que la dégradation biotique n’ait pas été un élément clé de la conclusion de l’évaluation, les processus de dégradation abiotique tels que l’hydrolyse indiquent que toutes les substances du sous‑groupe des benzothiazoles peuvent se dégrader en MBT. Les données sur la bioaccumulation étaient suffisantes et ont finalement montré que les benzothiazoles ne devraient pas se bioaccumuler.

En ce qui concerne le transport à grande distance (TGD) dans l’eau, on dispose d’un minimum de données sur le sous‑groupe des benzothiazoles. Le modèle TaPL3 a été utilisé pour caractériser le TGD. Cependant, il ne prend en compte que la forme neutre de la substance, même si le MBT sera partiellement ionisé aux pH trouvés dans l’environnement. Cela a donc un impact sur la fiabilité du modèle.

On disposait de renseignements sur le MdA, fournis par les modèles et provenant de publications. Des données d’essai empiriques sur le MdA étaient également disponibles pour les poissons et les amphibiens. Plus précisément, on a constaté que le MBT a des effets sur le système endocrinien car il inhibe la TPO, ce qui entraîne une réduction de la pigmentation et des malformations chez les organismes exposés. En outre, différents types de données confirment systématiquement cet effet nocif. Ces renseignements étaient à la fois fiables et très pertinents pour la conclusion, car les données sur le MdA en cause ont donné lieu à un facteur d’incertitude supplémentaire pour le calcul d’une CESE.

Le calcul de la CESE pour les organismes aquatiques était basé sur un vaste ensemble de données qui comprenait des études de toxicité chronique pour les poissons, les invertébrés et les algues, ainsi que le MdA des benzothiazoles. Il en résulte une grande confiance dans la CESE aquatique, qui est très pertinente comme base de l’évaluation écologique.

La CESE pour les organismes vivant dans le sol était basée sur des données analogues pour le sous‑groupe des benzothiazoles. Le MBTS a été caractérisé à l’aide de deux études, l’une sur les lombrics et l’autre sur les plantes. Les données limitées concernant la toxicité du MBTS dans le sol donnent lieu à une faible confiance. Les données concernant la toxicité dans le sol sont modérément pertinentes, car elles ne constituent pas un élément majeur dans cette évaluation. Pour les autres substances du sous‑groupe des benzothiazoles, les effets sur les organismes du sol ont été caractérisés par lecture croisée à partir des données pour le TBBS.

Des CEE ont été calculées pour les milieux aquatiques et les sols en partant du principe que le MBT peut être rejeté dans l’un ou l’autre de ces milieux. Des scénarios d’exposition ont été élaborés à partir des taux d’élimination modélisés et des renseignements sur l’exposition fournis par les parties intéressées. Par conséquent, les valeurs finales ont été attribuées respectivement avec un niveau de confiance élevé et modéré. Les QR ont été pondérés sur la base du degré de confiance à l’égard des valeurs CEE et CESE.

Il ressort de ces renseignements que le MBT et ses précurseurs, y compris les substances du sous‑groupe des benzothiazoles, sont susceptibles de causer des dommages à l’environnement au Canada. Il a également été déterminé que le MBT répond aux critères de persistance, mais non aux critères de bioaccumulation tels que définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en vertu de la LCPE.

3.6.3.4 Sensibilité de la conclusion compte tenu des principales incertitudes

Il subsiste une incertitude quant à la mesure dans laquelle les précurseurs du MBT se dégradent en MBT. Cette incertitude a été levée en supposant que le pire scénario serait une transformation complète en MBT, à moins que des renseignements concluants ne viennent étayer une autre hypothèse (c.‑à‑d. des données sur le CBS; voir l’annexe G). La transformation complète en MBT a été considérée comme le pire des scénarios, car le MBT présente un plus grand danger pour les organismes et est plus soluble dans l’eau, et il est donc plus mobile dans l’environnement que ses précurseurs. Par conséquent, des informations supplémentaires concernant la transformation dans l’environnement pourraient modifier les scénarios d’exposition, ce qui pourrait avoir une incidence sur la conclusion.

En outre, on sait que le MBT peut avoir des effets sur le système endocrinien des organismes dans l’environnement, bien qu’il y ait une incertitude quant à la nature et à l’étendue de ces effets. Les recherches actuelles indiquent qu’il existe une variabilité entre les espèces. Par exemple, l’histologie de la thyroïde et les effets hormonaux ont été décrits pour les amphibiens (Tietge et al. 2013). Toutefois, les résultats n’étaient pas suffisants pour soutenir leur utilisation comme VCT pour l’établissement d’une CESE. Il existe donc une incertitude quant à la dose la plus faible du MBT associée à des effets. Les CESE pourraient être modifiées si on disposait de données supplémentaires sur les effets endocriniens du MBT, mais il est peu probable que la conclusion change à la suite de ces données.

Les scénarios d’exposition déterminés pour le sous‑groupe des benzothiazoles sont établis sur la base des renseignements obtenus dans le cadre des enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE et du suivi effectué auprès des parties intéressées. En l’absence de données précises, des hypothèses réalistes sont formulées afin d’estimer les CEE. Deux hypothèses clés qui pourraient avoir un impact sur la conclusion concernent les taux d’élimination et d’émission. On a présumé que le taux d’élimination pour le séparateur huile/eau sur place dans les installations de fabrication de pneus et de produits en caoutchouc et dans les installations utilisant des fluides de travail des métaux est de 10 %, et que le taux d’élimination dans les STEU hors site, tel que modélisé par SimpleTreat, est de 62 %. La précision des CEE calculées dépend donc des hypothèses utilisées dans chaque scénario, et les CEE pourraient changer (à la hausse ou à la baisse) si l’une de ces hypothèses devait changer.

3.7 Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

3.7.1 Évaluation de l’exposition

L’exposition potentielle aux substances du sous‑groupe des benzothiazoles provenant des milieux naturels, des aliments et des produits de consommation est présentée ci‑dessous. Pour caractériser le risque posé par chaque substance, nous avons choisi les scénarios produisant les plus fortes expositions. Des renseignements additionnels concernant les scénarios d’exposition sont résumés à l’annexe C.

Milieux naturels et aliments

Les substances du sous-groupe des benzothiazoles ont une pression de vapeur très faible ou faible, et leurs concentrations dans l’air en phase vapeur devraient donc être négligeables. Nous avons trouvé dans les publications scientifiques les concentrations mesurées de certaines de ces substances dans l’air et la poussière (p. ex., le MBT a été détecté dans la poussière des routes à une concentration maximale de 19,4 ng/L sous forme de particules en suspension dans une phase aqueuse (Asheim et al. 2019) et a été mesuré dans la fraction MP₁₀ des particules en suspension dans l’air dans une rue très fréquentée à une concentration moyenne de 64 pg/m³ (Avagyan et al. 2014). Compte tenu de ces valeurs, on s’attend à ce que l’exposition potentielle de la population générale canadienne à l’air et à la poussière soit négligeable pour les substances du sous-groupe des benzothiazoles.

La CEE maximale en milieu aquatique calculée pour les substances du sous-groupe des benzothiazoles dans la section traitant de l’évaluation de l’exposition environnementale est de 3,7 µg/L (voir la section 3.6.2), et est basée sur les activités de fabrication de pneus et de produits en caoutchouc qui rejettent des eaux usées. Une dose estimée maximale pour les substances du sous-groupe des benzothiazoles dans l’eau potable a été calculée à 0,0015 mg/kg p.c./j sur la base de cette CEE maximale pour les nourrissons de 0 à 6 mois nourris au lait maternisé.

Dans le monde, les substances du sous-groupe des benzothiazoles ont été détectées dans l’eau. Par exemple, le MBT a été signalé dans les eaux de surface de divers pays européens à une concentration maximale de 0,019 µg/L (EMPODAT 2013), le MBT a été mesuré dans les eaux usées aux États-Unis à des concentrations atteignant 4,2 mg/L (concentration moyenne) dans l’effluent d’un producteur de MBTS (CMA 1985 cité dans EC 2008) (Carpinteiro et al. 2012; EC 2008; EMPODAT 2013; Klopfer et al. 2005; Liao et al. 2018; Reemtsma et al. 2006), et le DCBS a été mesuré dans les eaux côtières suédoises à des concentrations comprises entre 0,20 et 0,43 ng/L (Gustavsson et al. 2017).

L’exposition potentielle, le cas échéant, aux substances du sous-groupe des benzothiazoles en raison de leur utilisation dans les matériaux d’emballage alimentaire et comme additifs indirects a été jugée négligeable (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence). Toutefois, en raison de leurs diverses autres utilisations industrielles, certains benzothiazoles peuvent pénétrer dans l’environnement et ont été détectés dans certains poissons et autres organismes aquatiques. Des données limitées étaient disponibles sur les concentrations de benzothiazoles dans les aliments. Des données sur la présence de certaines de ces substances ont été trouvées pour certains poissons et fruits de mer seulement. Dans le monde, on a signalé des concentrations de deux benzothiazoles dans le poisson et les fruits de mer en Suède (Brorström-Lundén et al. 2011). On a estimé de manière prudente l’exposition par voie alimentaire aux benzothiazoles individuels pour les consommateurs qui ont déclaré avoir consommé du poisson ou des fruits de mer (base « mangeurs seulement ») en multipliant la concentration maximale de chaque substance (annexe F) par la quantité totale de poisson et de fruits de mer consommée par chaque répondant à l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (Statistique Canada 2015). Cette approche a permis d’obtenir une série d’estimations de l’exposition aux benzothiazoles pour différentes tranches d’âge (tableau 3-14). L’exposition par voie alimentaire n’a pas été estimée pour les nourrissons de moins d’un an, car seulement 2 % des répondants à l’enquête ont déclaré avoir consommé du poisson ou des fruits de mer (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2019; sans référence).

^a L’exposition estimée par voie alimentaire a été prise en compte pour les personnes de 1 an et plus, les estimations pour toutes les substances étant les plus élevées sur la base du poids corporel pour les tout-petits de 1 an.

Biosurveillance

On a trouvé des données de biosurveillance pour le MBT dans certains pays (p. ex., la concentration maximale de 10,8 µg/L de MBT dans l’urine des humains non exposés au MBT en Allemagne (Gries et al. 2015)). Étant donné que l’origine du composé dans l’urine n’est pas claire, ces données de biosurveillance n’ont pas été utilisées pour estimer l’exposition.

Produits de consommation

La présence de TBBS, de CBS, de MBTS, de MBT et de DCBS dans les matériaux en caoutchouc a été rapportée au Canada, d’après les renseignements fournis en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2017), et on sait qu’ils sont utilisés comme agents accélérateurs à l’étape de vulcanisation dans la production de caoutchouc (Danish EPA 2003; EC 2008; ECHA 2013; OCDE 2003, 2004a, 2008). Cependant, l’OCDE (2003) a indiqué que les produits finis en caoutchouc ne devraient contenir que de faibles quantités de TBBS, étant donné la transformation chimique au cours de la vulcanisation, et que toute utilisation du DCBS comme accélérateur de vulcanisation devrait entraîner sa réaction complète pendant le procédé de vulcanisation (OCDE 2004a). Compte tenu de ces données, on s’attend à ce que l’exposition potentielle de la population générale canadienne au TBBS et au DCBS provenant des produits en caoutchouc dans les produits de consommation soit minime.

Au Canada, les pneus recyclés peuvent être utilisés pour le rembourrage ou le revêtement des surfaces des terrains de sport et des terrains de jeu (AR 2017, 2018; Cantin 2009). Compte tenu de leur utilisation dans les produits en caoutchouc sur les terrains en gazon synthétique en Europe (RIVM 2017), Santé Canada a évalué l’exposition potentielle au MBT, au MBTS et au CBS par les terrains en gazon artificiel au Canada qui contiennent du caoutchouc fabriqué à partir de pneus recyclés. Comme aucune donnée n’a été trouvée sur les concentrations de MBT, de MBTS et de CBS dans le gazon synthétique au Canada, il est jugé approprié d’utiliser l’étude menée par RIVM (2017) comme étude de substitution. La mise à la bouche, par un tout-petit, de granulés de caoutchouc provenant d’un gazon synthétique et l’exposition cutanée à la suite des jeux d’enfants sur un gazon synthétique ont été sélectionnées comme scénarios sentinelles par voies orale et cutanée, respectivement. L’exposition orale potentielle au MBT provenant de granulés de caoutchouc fabriqués à partir de pneus recyclés est estimée à 9,8 × 10^‑5 mg/kg p.c./j et l’exposition cutanée est estimée à 2,5 × 10^-3 mg/kg p.c./j d’après la concentration maximale rapportée de 7,6 mg/kg de MBT sur un terrain en gazon synthétique aux Pays-Bas (ECHA 2017; RIVM 2017). L’exposition orale due à l’ingestion accidentelle de granulés de caoutchouc fabriqués à partir de pneus recyclés contenant du MBTS est estimée à 3,9 × 10^-6 mg/kg p.c./j, et l’exposition cutanée est estimée à 9,7 × 10^-5 mg/kg p.c./j d’après la concentration maximale de 0,3 mg/kg de MBTS (ECHA 2017; RIVM 2017). EC (2008) a indiqué que la présence résiduelle de CBS dans les produits de consommation, d’après son utilisation comme accélérateur de vulcanisation dans la fabrication des produits en caoutchouc, n’a pas été trouvée, mais on a reconnu qu’il est difficile de déterminer l’identité du ou des accélérateurs employés dans un produit en caoutchouc donné. Étant donné que le RIVM (2017) a détecté une concentration maximale de 0,04 mg/kg de CBS (la concentration médiane étant < 0,02 mg/kg), cette source potentielle d’exposition a également été prise en considération avec la concentration maximale. L’exposition orale due à l’ingestion accidentelle de granulés de caoutchouc fabriqués à partir de pneus recyclés contenant du CBS est négligeable, et l’exposition cutanée est estimée à 1,3 × 10^-5 mg/kg p.c./j (ECHA 2017; RIVM 2017).

Le risque que le MBT soit présent dans les sucettes pour bébé disponibles au Canada a été examiné et tous les 20 échantillons testés présentaient une concentration inférieure à la LQ de 10 mg/kg (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017-2018; sans référence). Bien que le MBT n’ait pas été détecté dans les sucettes pour bébé au Canada, sa présence dans ces produits à des concentrations atteignant la LQ de 10 mg/kg de caoutchouc entraînerait une dose journalière moyenne pour la durée de la vie (DJMDV) estimée de 1,7 × 10^-3 mg/kg p.c./j.

Du SMBT a été trouvé dans un lubrifiant pour pompe à eau de radiateur automobile à une concentration de 5 % (FDS 2011). L’exposition cutanée d’un adulte utilisant le produit a été estimée à 0,13 mg/kg p.c. par événement. Compte tenu des pressions de vapeur faibles à très faibles des substances du sous‑groupe des benzothiazoles et de leurs profils d’emploi, on ne prévoit aucune exposition par inhalation.

Afin d’estimer le risque potentiel de cancer lié à l’exposition des Canadiens aux substances du sous‑groupe des benzothiazoles, on a calculé des DJMDV pour estimer l’exposition quotidienne à partir de l’eau potable (6,7 × 10^-4 mg/kg p.c./j pour le TBBS, le MBTS, le SMBT ou le DCBS), de l’eau potable et des aliments (2,3 × 10^-3 mg/kg p.c./j pour le CBS et 1,2 × 10^-3 mg/kg p.c./j pour le MBT), de l’exposition par voie orale ou cutanée pour les granulés de caoutchouc (jusqu’à 3,2 × 10^-3 mg/kg p.c./j pour le MBT, le MBTS et le CBS), et des sucettes pour bébé (1,7 × 10^-3 mg/kg p.c./j pour le MBT) (voir l’annexe C). Étant donné que la présence concomitante du MBT, du MBTS et du CBS dans les granulés de caoutchouc a été démontrée (RIVM 2017), il est raisonnable de croire qu’une coexposition puisse avoir lieu. Ainsi, l’exposition cumulée sur toute la durée de la vie (voie orale ou cutanée) au MBT, au MBTS et au CBS dans les granulés de caoutchouc a été estimée à 7,4 × 10^-3 mg/kg p.c./j.

3.7.2 Évaluation des effets sur la santé

TBBS

Le TBBS a été évalué par le Programme coopératif d’évaluation des produits chimiques de l’OCDE dans un document SIAR dans le cadre de l’EDD (OCDE 2003). Cette évaluation est utilisée pour éclairer la caractérisation des effets du TBBS sur la santé, dans la présente évaluation préalable. Des recherches ont été menées dans la littérature jusqu’en août 2018. On n’a trouvé aucune étude traitant des effets sur la santé qui aurait une incidence sur la caractérisation des risques (c.-à-d. donnant des effets critiques différents ou des points de départ plus faibles que ceux qui figurent dans le rapport de l’OCDE de 2003).

L’OCDE a trouvé une étude de toxicité à doses répétées combinée à une évaluation préalable de la toxicité sur la reproduction ou le développement (OCDE TG 422), comme étude clé pour caractériser les effets des doses répétées. Dans cette étude, des rats Sprague Dawley ont reçu du TBBS par gavage à des doses de 0, 40, 200 ou 1 000 mg/kg p.c./j pendant 42 ou 38 jours pour les mâles ou les femelles, respectivement. Diverses modifications rénales pathologiques ont été observées chez les animaux exposés, notamment une augmentation des corps granulaires éosinophiles et une dégénérescence vacuolaire des tubules proximaux, ainsi qu’une augmentation du poids relatif des reins chez les deux sexes dans les groupes ayant reçu 200 et 1 000 mg/kg p.c./j. L’augmentation des corps éosinophiles a également été observée chez les mâles à la dose de 40 mg/kg p.c./j. Des effets hépatiques, notamment l’hypertrophie hépatocytaire et l’augmentation du poids du foie, ont été observés chez les rats mâles et femelles dans les groupes ayant reçu 200 et 1 000 mg/kg p.c./j. Chez les rats mâles, on a observé une anémie hémolytique et une augmentation des dépôts d’hémosidérine dans la rate chez les groupes ayant reçu 200 et 1 000 mg/kg p.c./j. Le nombre de rats mâles ayant des corps éosinophiles dans le rein a augmenté dans tous les groupes ayant reçu la substance. En outre, la prise de poids corporel a diminué à la dose de 1 000 mg/kg p.c./j chez les mâles, et légèrement chez les femelles. Une DMENO de 40 mg/kg p.c./j a pu être établie sur la base de l’augmentation des corps éosinophiles observée chez les rats mâles (OCDE 2003).

Dans une étude de 90 jours à doses répétées, des rats Sprague Dawley ont reçu par gavage du TBBS à des doses de 0, 100, 300 ou 1 000 mg/kg p.c./j. Une DSENO de 100 mg/kg p.c./j a été trouvée sur la base de la diminution du poids corporel des rats mâles. Les femelles du groupe ayant reçu la dose la plus élevée (1 000 mg/kg p.c./j) ont présenté une augmentation du poids du foie et des reins, une augmentation du cholestérol dans le sérum et une augmentation de la densité des urines (OCDE 2003). Toutefois, le rapport de l’OCDE (2003) a indiqué que cette étude ne pouvait être validée.

Dans l’étude susmentionnée de l’OCDE [TG 422], aucun effet sur la reproduction ou le développement n’a été observé chez les rats exposés. Le TBBS n’a eu aucun effet sur la capacité d’accouplement, la durée de l’œstrus ou la durée de la gestation et de la mise bas chez les rats exposés. Des changements dans l’indice de fertilité ont été observés à 40 et 1 000 mg/kg p.c./j, mais non à 200 mg/kg p.c./j. Le poids corporel des descendants n’a pas été touché par le TBBS et aucune anomalie n’a été observée lors de l’examen externe à la naissance. Les tissus reproducteurs des mâles et des femelles ont été bien examinés et aucune anomalie n’a été observée (OCDE 2003).

Une étude de toxicité pour le développement a également été trouvée. Un nombre non précisé de rates ont reçu du TBBS par gavage à des doses de 0, 50, 150 ou 500 mg/kg p.c./j entre les jours 6 et 15 de la gestation. Aucun effet n’a été noté chez les femelles ou les descendants à quelque dose que ce soit. En 2003, l’OCDE a déterminé une DSENO de 500 mg/kg p.c./j, soit la dose maximale d’essai, pour les effets sur la mère et le développement.

Le TBBS n’était pas mutagène dans les essais de mutation bactérienne ni dans plusieurs essais in vitro de mutation génique chez les mammifères. Il a cependant induit des aberrations chromosomiques dans les cellules de mammifères in vitro avec activation métabolique. Des réponses positives ont été observées dans les cellules de lymphome de souris avec activation métabolique. D’après les résultats des études in vitro précédentes, on a supposé que ces réponses étaient des aberrations chromosomiques. Le TBBS n’était pas génotoxique dans un essai in vivo du micronoyau de la souris (OCDE 2003).

Aucune étude de toxicité chronique ou de cancérogénicité n’a été trouvée. En l’absence de ces études et compte tenu de sa similitude structurelle avec MBT, cette dernière substance a été choisie comme analogue pour informer les effets toxiques chroniques et cancérogènes du TBBS.

CBS

Le CBS a été évalué par l’Union européenne en 2008 (EU RAR 2008). Cette évaluation est utilisée dans le présent rapport pour éclairer la caractérisation des effets du CBS sur la santé. En outre, comme le CBS peut être hydrolysé en MBT et en cyclohexylamine (CHA) (EU RAR 2008), les données concernant les effets du MBT et de la CHA sur la santé ont également été utilisées pour éclairer la caractérisation des effets de cette substance sur la santé en l’absence de données propres à celle‑ci pour certains paramètres. Les effets critiques du MBT et de la CHA et les doses correspondantes qui sont utilisés pour caractériser les risques du CBS et les résumés des données pertinentes sur les effets sur la santé figurent à l’annexe A aux fins de comparaison.

Les données propres au CBS concernant ses effets sur la santé étaient généralement peu nombreuses. Deux études sur l’administration orale à doses répétées ont été trouvées. Dans une étude à court terme par gavage, des rats (6/sexe/groupe) ont reçu du CBS à des doses de 0, 25, 80, 250 ou 800 mg/kg p.c./j pendant 28 jours consécutifs. Six autres animaux par sexe dans les groupes témoins et ayant reçu une dose élevée ont été traités pendant 28 jours, puis ont bénéficié d’une période de récupération de 14 jours avant le sacrifice. Des signes de coagulopathie chez les mâles et les femelles et des effets rénaux chez les rats mâles ont été observés à la dose de 250 mg/kg p.c./j et à la dose supérieure. Aucun effet nocif pertinent lié à l’exposition n’a été observé chez les animaux des deux sexes à la dose de 80 mg/kg p.c./j. Par conséquent, une DSENO de 80 mg/kg p.c./j a été établie pour les effets systémiques chez le rat (EU RAR 2008).

Dans une étude de 28 jours sur l’alimentation des rats, l’auteur a obtenu une DSENO de 250 mg/kg p.c./j d’après la réduction de la consommation alimentaire et du poids corporel aux doses les plus élevées. Cependant, dans le rapport EU RAR (2008), il a été indiqué que le manque de données sur la biochimie sanguine, l’hématologie et l’histopathologie diminuait la validité de cette DSENO, bien que les données sur la consommation alimentaire et le poids corporel soient généralement reconnues comme des indicateurs sensibles de la toxicité générale (EU RAR 2008).

Aucune étude adéquate de toxicité chronique ou de cancérogénicité à doses répétées n’a été trouvée pour le CBS. Toutefois, des données pertinentes sur les effets de ses produits d’hydrolyse (MBT et CHA) sur la santé sont disponibles et ont été utilisées aux fins de lecture croisée pour le CBS. Comme le MBT est l’un des benzothiazoles de ce sous‑groupe, les renseignements sur la toxicité chronique à doses répétées et la cancérogénicité se trouvent sous la rubrique MBT, à la section 3.7.2.

La CHA a été évaluée par ECCC et Santé Canada dans le cadre du PGPC (ECCC, SC 2019), et a été utilisé comme analogue dans l’évaluation du CBS dans le rapport EU RAR (2008). L’administration orale de CHA à différentes doses et durées d’exposition chez plusieurs souches de rats et de souris a révélé que les testicules sont l’organe le plus sensible aux effets toxicologiques de la CHA. Dans une étude combinée de toxicité chronique et de cancérogénicité à doses répétées de deux ans, une DSENO de 60 mg/kg p.c./j a été établie d’après l’augmentation significative des modifications testiculaires (atrophie, tubules avec peu de spermatides, dépôts de calcium dans les tubules) observée à 219 mg/kg p.c./j (ECCC, SC 2019; EU RAR 2008).

Le CBS a donné des résultats négatifs dans les essais de mutation génique avec différentes souches de Salmonella et une souche de Saccharomyces. Il a également donné des résultats négatifs dans un essai de lymphome de souris. Dans un essai d’aberration chromosomique in vitro, cette substance a montré un faible potentiel clastogène. Le seul essai in vivo disponible (mortalité embryonnaire) n’a pu être évalué de manière adéquate, en raison de l’insuffisance des données communiquées. Il n’y a donc pas suffisamment de preuves pour proposer que le CBS est mutagène. Cette conclusion est étayée par les données de génotoxicité disponibles pour les produits d’hydrolyse MBT et CHA (EU RAR 2008).

Aucune étude sur l’effet du CBS sur la reproduction n’a été répertoriée. Cependant, des études de toxicité pour la reproduction étaient disponibles pour les produits d’hydrolyse MBT et CHA. Pour le MBT, aucun effet sur la reproduction n’a été observé dans une étude réalisée chez des rats jusqu’à la dose maximale d’essai (15 000 ppm dans l’alimentation, ce qui équivaut approximativement à 745 à 1 328 mg/kg p.c./j). Des renseignements plus détaillés sur cette étude figurent dans la partie du présent rapport consacrée au MBT.

La CHA a été classée comme substance toxique pour la reproduction (Repr 2) par la Commission européenne (EU 2008). Plusieurs études des effets de la CHA sur la reproduction ont été trouvées. Dans plusieurs études menées sur des rats à doses répétées, on a observé des effets sur les testicules en termes de poids et de modifications morphologiques. Les mêmes études clés ont été relevées dans les évaluations d’ECCC, de SC (2019) et dans le rapport EU RAR (2008). Dans une étude par voie alimentaire de 13 semaines qui a porté expressément sur les effets testiculaires, des rats mâles ont reçu 0, 68,5, 137, 274 ou 411 mg/kg p.c./j de CHA HCl dans leur alimentation, soit 0, 50, 100, 200 ou 300 mg/kg p.c./j de CHA. Des effets sur l’histopathologie ont été observés dans les testicules (modifications dégénératives des tubules, formation de cellules géantes, atrophie testiculaire chez certains animaux), parmi celles‑ci les modifications des tubules étaient statistiquement significatives à 200 et 300 mg/kg p.c./j par rapport aux groupes témoins nourris à volonté ou ayant la même quantité de nourriture que le groupe traité. Le poids des testicules était également significativement inférieur chez les groupes ayant reçu 200 et 300 mg/kg p.c./j par rapport au groupe témoin nourri à volonté. Cependant, un effet significatif n’a été observé qu’à la dose maximale par rapport au groupe témoin nourri avec la même quantité de nourriture que le groupe traité. La DSENO a été établie à 100 mg/kg p.c./j CHA d’après les effets testiculaires observés aux doses plus élevées (ECCC, SC 2019).

Plusieurs études sur les effets du CBS sur le développement chez le rat ont été trouvées. Ces études ont systématiquement démontré que le CBS induit une toxicité chez les mères sur la base d’une variation de la prise de poids pendant la gestation et de signes de retard de la croissance fœtale se manifestant par une réduction du poids corporel moyen des fœtus. Toutefois, l’effet sur le poids corporel des fœtus a été exclusivement observé à des doses orales associées à une réduction significative de la prise de poids chez les mères de 15 à 30 %. Par conséquent, il n’a pas été possible de déterminer un potentiel embryotoxique ou tératogène propre à la substance (EU RAR 2008).

MBTS

Le MBTS a été évalué par l’organisme consultatif des matières premières pertinentes pour l’environnement en Allemagne (Beratergremium für umweltrelevante altstoffe (BUA)) en 1993. Le rapport indiquait que le MBTS était en équilibre redox avec le MBT, et par conséquent si les effets toxiques du MBTS correspondaient à ceux du MBT (BUA 1993).

L’Agence européenne des produits chimiques a publié une Décision de vérification de la conformité pour le MBTS (ECHA 2016a) et a convenu que le MBT est un analogue approprié du MBTS pour la lecture croisée, d’après le raisonnement suivant : le MBTS comporte deux groupements MBT et est facilement converti en MBT, les métabolites du MBTS et du MBT sont les mêmes et les profils de toxicité, p. ex., la génotoxicité et les effets des deux substances sur le développement et les effets génotoxiques sont similaires. L’ECHA (2016a) a également fait référence à l’étude du BUA (1993) en ce qui concerne l’équilibre redox du MBTS avec le MBT. Par conséquent, le MBT a été utilisé comme analogue pour caractériser les effets du MBTS sur la santé en l’absence de données propres à la substance. Les effets critiques du MBT et les doses correspondantes qui ont été utilisés pour caractériser les risques du MBTS et les résumés des données pertinentes sur les effets sur la santé figurent à l’annexe A aux fins de comparaison (aucune étude additionnelle n’est décrite dans le présent document).

Les études disponibles sur l’exposition de rats et de cobayes au MBTS à doses répétées ont montré des effets sur le foie et les reins. Toutefois, ces études étaient insuffisantes pour établir une concentration critique (BUA 1993).

L’unique étude à long terme disponible pour le MBTS n’indiquait pas de potentiel cancérogène. Cependant, cette étude ne répondait pas suffisamment aux lignes directrices actuelles, car elle portait sur un nombre insuffisant d’animaux et sur des doses et des durées d’exposition inappropriées. Par conséquent, le MBT est utilisé comme analogue pour éclairer les effets toxiques chroniques et cancérogènes de cette substance. Les renseignements pertinents sur les effets sur la santé figurent dans la section consacrée au MBT dans le présent rapport.

Aucune étude adéquate sur la reproduction n’a été trouvée.

Dans une étude de toxicité pour le développement, des rats Wistar ont reçu du MBTS à des doses de 0, 0,04, 0,2 ou 1 % dans leur alimentation (soit approximativement 0, 26, 127 ou 596 mg/kg p.c./j) entre les jours 0 et 20 de la gestation. La prise de poids corporel chez les mères entre les jours 0 et 14 de la gestation dans le groupe ayant reçu 1 % a été sensiblement réduite, mais on n’a observé aucun changement significatif induit par le MBTS dans les autres paramètres maternels, p. ex., la consommation alimentaire et les signes cliniques de toxicité. Une DSEO de 127 mg/kg p.c./j a été trouvée (BUA 1993), mais aucun effet significatif lié à l’exposition n’a été observé pour ce qui est de la fréquence des pertes avant et après implantation et du nombre, du rapport des sexes ou du poids corporel des fœtus vivants. Les examens morphologiques des fœtus n’ont révélé aucun signe de tératogénèse. Pour ce qui est du développement postnatal des descendants des mères ayant reçu du MBTS, on a observé un taux de survie élevé et une bonne croissance des descendants. L’auteur de l’étude a conclu que le MBTS n’a aucun effet nocif sur le développement prénatal et postnatal des descendants des rats aux doses employées (EMA et al. 1989).

En l’absence d’une étude adéquate à doses répétées pour caractériser l’exposition ponctuelle au MBTS, on a utilisé le MBT comme analogue pour éclairer les effets subchroniques à court terme et les effets toxiques pour la reproduction. Par extension, on a également utilisé le SMBT comme analogue pour caractériser le risque d’exposition cutanée potentiel au MBTS par lecture croisée.

Le MBTS s’est avéré négatif dans la plupart des tests d’Ames trouvés. Le MBTS n’a pas induit de mutation génique dans les cellules de mammifères sans activation métabolique, mais on a constaté un taux de mutation accru dans l’essai du lymphome de souris avec activation métabolique. Le MBTS n’a pas induit de dommages chromosomiques dans les cellules CHO avec ou sans activation métabolique (BUA 1993). On n’a trouvé aucune étude de génotoxicité in vivo.

MBT

Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé le MBT dans le groupe 2A des substances cancérogènes (« probablement cancérogène pour les humains ») et a publié une monographie sur cette substance en 2018 (CIRC 2018). La substance a également été examinée par l’ECHA en 2014, par l’EPA danoise en 2014 et par l’EPA américaine en 2010. La monographie du CIRC (2018) et l’évaluation de l’ECHA (2014) concernant le MBT ont été utilisées pour éclairer la caractérisation des effets de cette substance sur la santé. Des recherches ont été menées dans la littérature jusqu’en août 2018. On n’a trouvé aucune étude traitant des effets sur la santé qui aurait un impact sur la caractérisation des risques (c.‑à‑d. donnant des effets critiques différents ou des points de départ plus faibles que ceux indiqués dans CIRC 2018 ou ECHA 2014).

La toxicocinétique du MBT a été évaluée dans plusieurs études chez des rats et des cobayes. Le MBT administré par voie orale était facilement absorbé et éliminé. L’élimination se faisait principalement par l’urine, et en petites quantités par les matières fécales. Les données sur la récupération, après administration orale ou intraveineuse de MBT, n’indiquaient pas que des quantités importantes de radioactivité dues à du MBT marqué au ¹⁴C étaient retenues dans des tissus autres que le sang. Des études sur le métabolisme ont révélé la présence d’un glucuronide, d’un conjugué du glutathion, de l’acide mercapturique ainsi que de sulfate et de disulfure de dibenzothiazyle comme métabolites du MBT dans l’urine (ECHA 2014). Dans une étude de cancérogénicité par voie orale de 2 ans, des groupes de 50 rats et de 50 rats femelles F344/N et de 50 souris mâles et 50 souris femelles B6C3F1 ont été exposés au MBT dans de l’huile de maïs, par gavage, 5 jours par semaine pendant 103 semaines. Les rates ont reçu des doses de 0, 188 ou 375 mg/kg p.c./j, tandis que les rats mâles et les souris mâles et femelles ont reçu des doses de 0, 375 ou 750 mg/kg p.c./j. Chez les rats, on a observé une fréquence accrue de la leucémie à cellules mononucléées, des adénomes à cellules acineuses du pancréas, des phéochromocytomes des glandes surrénales ou des phéochromocytomes malins (combinés), et des adénomes ou des carcinomes des glandes préputiales (combinés) chez les mâles exposés, et une augmentation de la fréquence des phéochromocytomes des glandes surrénales et des adénomes ou des carcinomes de l’hypophyse (combinés) chez les femelles exposées. On a rapporté une faible fréquence de papillomes à cellules transitoires du bassinet du rein et des carcinomes à cellules transitoires du bassinet du rein chez les rats mâles exposés. On n’a relevé aucun signe d’effet cancérogène du MBT chez les souris mâles ayant reçu des doses de 375 ou 750 mg/kg p.c./j. Des signes d’effets cancérogènes chez les souris femelles, indiqués par une augmentation de la fréquence des adénomes ou des carcinomes hépatocellulaires (combinés) (NTP 1988) ont été constatés.

Par ailleurs, on disposait d’études sur la cancérogénicité du MBT chez les humains. Une étude a été menée sur une cohorte de 2 160 travailleurs masculins d’une usine de production chimique dans le nord du Pays de Galles, au Royaume‑Uni. La comparaison des données pour les travailleurs exposés avec les populations nationales de l’Angleterre et du Pays de Galles a montré un excès significatif de la fréquence du cancer de la vessie. Après des comparaisons internes contre d’autres expositions professionnelles, on a constaté une tendance non significative à la hausse de la fréquence du cancer de la vessie, avec une augmentation de l’exposition cumulée au MBT. Un excès de risque unitaire non significatif, multiplié par deux, a été observé dans le groupe le plus exposé. Dans une autre étude, une cohorte de 1 059 travailleurs mâles dans une usine de production chimique à Nitro, en Virginie occidentale (États‑Unis) a été exposé au MBT et au 4-aminobiphényle (substance classée dans le Groupe 1 du CIRC comme cause du cancer de la vessie). Parmi les 511 travailleurs exposés au MBT sans exposition documentée au 4-aminobiphényle, on a constaté une surmortalité statistiquement significative d’un facteur de quatre due au cancer de la vessie. On a également observé une tendance statistiquement significative de la mortalité due au cancer de la vessie, avec une exposition cumulée croissante au MBT. Le manque de données disponibles sur le tabagisme a constitué une limite pour ces deux études. Cependant, il est peu probable que le facteur de confusion dû au tabagisme explique les profils exposition–réponse observés dans ces études (CIRC 2018).

Le MBT a été testé dans le cadre de divers essais de génotoxicité. Le MBT a induit des aberrations chromosomiques et des échanges de chromatides sœurs dans des cellules d’ovaires de hamsters chinois en présence d’une activation métabolique, et a provoqué des mutations au niveau du locus Tk dans des cellules de lymphomes L5178Y de souris. Cependant, il n’était pas mutagène dans les systèmes d’essai des bactéries ou dans les lignées cellulaires de carcinome gastrique et pulmonaire humain. Il ne s’était pas lié à l’ADN du rat in vivo. Par conséquent, le CIRC (2018) a conclu qu’il y a peu de preuves indiquant que le MBT est génotoxique.

Whittaker et al. (2004) ont examiné l’ensemble des données épidémiologiques et toxicologiques pour le MBT, et ont conclu que l’induction de tumeurs à cellules transitoires du bassinet du rein est l’effet sur la santé le plus pertinent et traduisant la plus grande sensibilité, aux fins de l’évaluation quantitative des risques. Bien que les tumeurs à cellules transitoires ne soient pas statistiquement significatives chez les rats mâles, on les juge particulièrement pertinentes pour une évaluation des effets du MBT sur la santé en raison du risque apparemment accru de décès par cancer de la vessie chez les humains exposés en milieu professionnel. Utilisant les résultats de l’étude sur le cancer de 2 ans du NTP (1988) et des résultats des essais de génotoxicité, les auteurs ont employé modèle à stades multiples pour extrapoler les expositions à faible dose au MBT. En utilisant le modèle à stades multiples, on a calculé une LED₁₀, qui est définie comme la limite inférieure de confiance à 95 % pour une dose associée à un risque supplémentaire de 10 %, à partir des données sur les tumeurs à cellules transitoires du bassinet du rein chez les rats mâles, dans l’étude NTP. Un coefficient de pente de 6,34 x 10^-4 (mg/kg j)^-1 a ensuite été calculé à partir de la LED₁₀ (Whittaker et. al 2004). Ce coefficient de pente est utilisé pour caractériser le risque de cancer lié à l’exposition au MBT pour la population générale canadienne.

D’après l’étude par gavage de 2 ans du NTP susmentionnée chez le rat et la souris, une DMENO de 188 mg/kg p.c./j pour les rates et une DMENO de 375 mg/kg p.c./j pour les rats mâles et pour les souris mâles et femelles ont été établies par l’ECHA, tenant compte de la réduction du taux de survie et de la léthargie, ou de la réduction du poids corporel observée chez les rats ou les souris exposés, respectivement. Le NTP a également mené une étude par gavage de 13 semaines chez le rat et la souris. Une DMENO de 188 mg/kg p.c./j pour les rats mâles et femelles, basée sur la réduction du poids corporel, et une DSENO de 188 mg/kg p.c./j pour les souris mâles et femelles, ont été établies par l’ECHA (ECHA 2014). Dans le cadre d’une approche prudente, une dose dérivée sans effet (DDSE) de 62,7 mg/kg p.c./j (équivalente à la DSENO) a été calculée en appliquant un facteur d’évaluation (équivalent au facteur d’incertitude) de 3 à la DMENO de 188 mg/kg p.c./j (ECHA 2014).

On n’a trouvé aucune étude à doses répétées pour le MBT par voie cutanée. Cependant, on a trouvé une étude de 91 jours sur l’administration à doses répétées, par voie cutanée, de SMBT, le sel de sodium du MBT. Une DSENO de 200 mg/kg p.c./j, basée sur une augmentation statistiquement significative du poids du foie observée chez les rates exposées a été établie (US EPA 2010). Cette DSENO est utilisée pour caractériser les risques d’exposition cutanée au MBT, plutôt que d’utiliser une extrapolation de voie à voie à partir d’une étude de toxicité orale menée avec du MBT, car on s’attend à ce que le SMBT soit facilement hydrolysé en MBT au contact de la peau.

Dans une étude de toxicité pour la reproduction sur deux générations de rats Sprague-Dawley, on n’a constaté aucun signe d’effet sur la reproduction jusqu’à la dose maximale d’essai. Une DSENO de 15 000 ppm dans les aliments (équivalant environ à 745 à 1 328 mg/kg p.c./j) a été calculée par l’auteur (ECHA 2014).

Deux études de toxicité pour le développement prénatal chez des rats Sprague-Dawley et des lapins de Nouvelle-Zélande ont été trouvées. Il n’y a eu aucune preuve de toxicité pour le développement prénatal chez les deux espèces jusqu’aux doses maximales d’essai de 300 mg/kg p.c./j (ECHA 2014). Les renseignements concernant les effets induits par la réduction des taux d’hormones thyroïdiennes dans les organismes aquatiques ont été relevés pour le MBT dans l’évaluation écologique (section 3.6), et on a démontré que le MBT inhibe la TPO chez le rat et le porc in vitro (CIRC 2018; Friedman et al. 2016).

SMBT

Le SMBT est le sel de sodium du MBT. L’EPA a évalué le MBT et le SMBT en 2010 et a utilisé le MBT comme analogue pour combler les lacunes dans les données sur les effets du SMBT sur la santé par lecture croisée (US EPA 2010). Par conséquent, en l’absence de données propres à la substance, les effets sur la santé et les concentrations avec effet pertinents du MBT sont utilisés pour éclairer la caractérisation des effets du SMBT sur la santé. Les effets critiques du MBT et les doses correspondantes qui sont utilisés pour caractériser les risques du SMBT et les résumés des données pertinentes sur les effets sur la santé figurent à l’annexe A aux fins de comparaison (aucune étude additionnelle n’est décrite dans le présent document).

La seule étude des effets du SMBT sur la santé qui a été trouvée est une étude de toxicité subchronique par voie cutanée à doses répétées chez le rat, décrite dans le rapport de 2010 de l’EPA. Des rats Sprague-Dawley (nombre et sexe non indiqués) ont reçu du SMBT par voie cutanée à raison de 0, 200, 1 000 ou 2 000 mg/kg p.c./j pendant 91 jours. On a observé une augmentation statistiquement significative du poids du foie chez les rates aux doses de 1 000 et 2 000 mg/kg p.c./j. Aucun autre effet remarquable lié au traitement n’a été constaté. Une DMENO de 1 000 mg/kg p.c./j basée sur l’augmentation du poids du foie chez les rates et une DSENO de 200 mg/kg p.c./j ont été relevées dans le rapport (US EPA 2010).

DCBS

Le DCBS a été évalué par l’OCDE en 2004 (OCDE 2004a). Cette évaluation est utilisée pour éclairer la caractérisation des effets du DCBS sur la santé dans le présent rapport.

Dans une étude de toxicité à doses répétées combinée et une évaluation préalable de la toxicité sur la reproduction ou le développement [OCDE TG 422], on a administré à des rats du DCBS par gavage à des doses de 0, 6, 25, 100 ou 400 mg/kg p.c./j pendant 44 jours, ou 40 à 51 jours pour les mâles et les femelles, respectivement. Des effets critiques ont été constatés lors de l’observation clinique et de l’examen histopathologique des reins. On a observé une salivation chez les mâles à la dose de 400 mg/kg p.c./j et une diminution de l’activité locomotrice chez les femelles aux doses de 100 et 400 mg/kg p.c./j. L’examen histopathologique a révélé la présence de gouttelettes hyalines dans l’épithélium tubulaire rénal chez les mâles et une dégénérescence lipidique de l’épithélium tubulaire rénal chez les femelles à 100 et 400 mg/kg p.c./j. En outre, on a observé une augmentation de la taille des surrénales avec vacuolisation des cellules adrénocorticales et l’atrophie de la rate chez les femelles à des doses de 100 et 400 mg/kg p.c./j. L’auteur a établi une DSENO pour la toxicité à doses répétées, soit 25 mg/kg p.c./j pour les deux sexes (OCDE 2004a).

Dans l’étude LD 422 de l’OCDE mentionnée ci‑dessus, les effets toxiques ont été observés chez les femelles et les petits à la dose de 400 mg/kg p.c./j. On a observé une diminution du nombre de corps jaunes accompagnée d’une diminution du nombre de sites d’implantation et de la taille des portées. Trois mères sont mortes le jour prévu de la mise bas ou le lendemain. Toutes les mères ayant reçu une dose de 400 mg/kg p.c./j ont perdu leur portée à la naissance ou au plus tard le 4^e jour de lactation. On n’a constaté aucun effet sur l’accouplement, la fertilité et la morphogénèse des petits à une dose inférieure ou égale à 100 mg/kg p.c./j. L’auteur de l’étude a établi une DSENO pour la toxicité pour la reproduction et le développement, soit 100 mg/kg p.c./j (OCDE 2004a).

Le DCBS a donné des résultats négatifs dans des essais de mutation bactérienne avec et sans activation métabolique. Il a également donné des résultats négatifs dans des essais sur cellules de mammifères, à l’exception des effets cytogénétiques observés dans un essai du micronoyau dans des cellules CHL sans activation métabolique. Cependant, aucun effet cytogénétique n’a été observé dans un essai in vivo des chromosomes de la moelle osseuse. L’OCDE a suggéré que cette substance n’est pas génotoxique d’après le poids de la preuve.

Aucune étude de chronicité ou de cancérogénicité pour le DCBS n’a été trouvée. Cependant, l’OCDE (2004a) a constaté que le CBS présente un lien structurel avec le DCBS, car les deux substances peuvent s’hydrolyser en MBT. Bien qu’il n’existe aucune donnée de toxicocinétique empirique pour le DCBS et que la substance ne semble pas être génotoxique, le MBT a été sélectionné comme analogue pour caractériser le potentiel cancérogène du DCBS dans la présente évaluation, à titre d’approche prudente.

3.7.3 Évaluation des risques pour la santé humaine

En l’absence de données sur les effets sur la santé propres à la voie d’exposition, on a utilisé des études de toxicité par voie orale ont été utilisées comme études de substitution pour caractériser les risques liés à l’exposition cutanée. Les tableaux 3‑15 et 3‑16 présentent toutes les estimations de l’exposition et les points de départ (PdD) pour les dangers dus aux substances du sous‑groupe des benzothiazoles, ainsi que les marges d’exposition (ME) résultantes.

Le MBT a été classé par le CIRC (2018) comme un cancérogène du groupe 2A (« probablement cancérogène pour les humains »). Par conséquent, on a utilisé pour estimer le risque de cancer lié à l’exposition quotidienne au MBT un coefficient de pente du cancer (FP = 6,34 x 10-4 (mg/kg j)-1), calculé par Whittacker et al. (2004) qui ont employé la même étude de 2 ans sur le cancer du NTP chez le rat et relevée par le CIRC (2018). En l’absence de données de toxicité chronique/cancérogénicité propres à la substance pour le TBBS, le SMBT, le CBS, le MBTS et le DCBS, et compte tenu des similarités structurelles ou de considérations métaboliques, on a sélectionné le MBT comme analogue de lecture croisée pour caractériser le potentiel cancérogène de ces substances.

Bien qu’aucun signe indiquant la présence de TBBS et de DCBS dans les granulés de caoutchouc n’ait été trouvé, on s’attend à ce que l’exposition potentielle à ces substances à partir des granulés de caoutchouc soit similaire ou inférieure à l’exposition au MBT, au MBTS et au CBS.

L’application du coefficient de pente du cancer (6,34 × 10^-4 (mg/kg j)^-1) à l’exposition estimée au TBBS, au MBTS, au SMBT ou au DCBS au cours de la vie, par l’eau potable (6,7 × 10^-4 mg/kg p.c./j), donne un risque de cancer d’environ 4,3 × 10^-7 pour chaque substance. En outre, l’application du coefficient de pente du cancer à l’exposition estimée au CBS et au MBT pendant toute la durée de la vie par l’eau potable et les aliments (2,3 × 10^-3 et 1,2 × 10^{-3 mg}/kg p.c./j, respectivement) entraîne un risque de cancer d’environ 1,4 × 10^-6 et 7,3 × 10^-7, respectivement. De même, l’application du coefficient de pente du cancer à l’exposition estimée au MBT, au MBTS et au CBS (par voie orale ou par exposition cutanée) à des granulés de caoutchouc (jusqu’à 3,2 × 10^-3 mg/kg p.c./j) au cours de la vie entraîne un risque de cancer allant de 8,0 × 10^-8 à 2,0 × 10^-6. La co-occurrence du MBT, du MBTS et du CBS a été démontrée dans la mesure des benzothiazoles dans des échantillons de granulés de caoutchouc fabriqués à partir de caoutchouc recyclé (RIVM 2017). Puisqu’une coexposition orale et cutanée au MBT, au MBTS et au CBS par les granulés de caoutchouc peut raisonnablement se produire, l’exposition cumulée au cours de la vie à ces substances a été estimée à 7,4 × 10^-3 mg/kg p.c./j, ce qui donne un risque de cancer approximatif de 4,7 × 10^-6.

Le MBT n’a pas été détecté dans les sucettes pour bébé en caoutchouc au Canada (voir la section 3.7.1 de l’Évaluation de l’exposition). Toutefois, le risque de cancer lié à la mise à la bouche quotidienne d’une sucette en caoutchouc, si elle contenait du MBT à la LQ de 10 mg/kg de caoutchouc selon l’étude de Santé Canada, se traduirait par un risque de cancer de 1,1 × 10^-6.

La DJMDV du MBT résultant de l’exposition à des sucettes pour bébé en caoutchouc contenant du MBT, à une concentration équivalant à la LQ de 10 mg/kg de caoutchouc, couplée à l’exposition au MBT dans les granulés de caoutchouc, a été estimée à 4,9 × 10^-3, ce qui donne un risque de cancer de 3,1 × 10^-6.

En ce qui concerne la présence de ces substances dans l’environnement, les CEE sont jugées suffisamment prudentes pour tenir compte de l’incertitude liée à une éventuelle coexposition à plusieurs substances du sous‑groupe des benzothiazoles. De même, les hypothèses utilisées pour calculer les estimations de l’exposition à ces substances dans les aliments sont suffisamment prudentes pour tenir compte de cette incertitude.

Abréviations : DJMDV = dose journalière moyenne pour la durée de la vie; FP = coefficient de pente du cancer.
^a Il n’est pas certain qu’il y ait un cumul de l’exposition par les voies orale et cutanée, car l’exposition par voie orale est négligeable.
^b On fait l’hypothèse que le MBT est présent dans les sucettes pour bébé en caoutchouc à la LQ de l’étude, soit 10 mg/kg de caoutchouc (communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité des produits de consommation et des produits dangereux, Santé Canada, au BERSE, Santé Canada, 2017, 2018; sans référence).

Compte tenu des informations ci‑dessus et des incertitudes liées à la co-occurrence et à la coexposition potentielles, le risque de cancer résultant de l’exposition orale et cutanée aux substances du sous‑groupe des benzothiazoles est jugé faible aux niveaux actuels d’exposition.

En ce qui concerne les effets systémiques non cancérogènes, les concentrations avec effet critiques sur la santé établis à partir d’études de toxicité chronique ou subchronique ont été utilisés pour caractériser le risque lié aux expositions ponctuelles pour la plupart des substances du sous‑groupe des benzothiazoles. L’utilisation d’études de toxicité chronique ou subchronique pour caractériser les risques liés aux expositions ponctuelles ou intermittentes a été considérée comme étant une approche prudente.

Pour l’exposition cutanée ponctuelle au CBS, une DSENO de 80 mg/kg p.c./j a été établie à partir d’une étude de 28 jours sur l’exposition orale à doses répétées. La comparaison de cette DSENO avec l’exposition cutanée ponctuelle estimée au CBS due à des granulés de caoutchouc (1,3 x 10^-5 mg/kg p.c./j) donne une marge d’exposition d’environ 6 000 000. Cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé, et on estime qu’elle assure une protection contre les effets potentiels sur la reproduction ou le développement qui se produisent à une dose plus élevée.

Pour ce qui est des effets systémiques non cancérogènes du MBT, une DDSE de 62,7 mg/kg p.c./j a été calculée d’après la réduction du poids corporel, l’augmentation du poids relatif du foie et la léthargie observées chez les rats dans le cadre d’études à doses répétées par voie orale. Cette DDSE est utilisée pour caractériser le risque lié à l’exposition ponctuelle au MBT, ainsi qu’à l’exposition ponctuelle au MBTS selon une approche par lecture croisée. La comparaison de la DDSE avec l’exposition orale ponctuelle estimée aux granulés de caoutchouc contenant du MBT (9,8 x 10^-5 mg/kg p.c./j) ou du MBTS (3,9 x 10^-6 mg/kg p.c./j) donne des marges d’exposition d’environ 640 000 et 16 100 000, respectivement. Ces marges sont considérées comme adéquates pour compenser les incertitudes concernant les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

Pour ce qui est de l’exposition ponctuelle par voie cutanée, une DSENO de 200 mg/kg p.c./j a été établie d’après l’augmentation du poids du foie observée chez les rats exposés au SMBT dans une étude de toxicité subchronique par voie cutanée. Cette DSENO est également utilisée pour caractériser le risque lié à l’exposition cutanée au MBT et au MBTS, selon une approche par lecture croisée. La comparaison de la DSENO avec l’exposition estimée à un lubrifiant de pompe à eau de radiateur automobile contenant du SMBT (0,13 mg/kg p.c./j) ou à des granulés de caoutchouc contenant du MBT (2,5 × 10^-3 mg/kg p.c./j) ou du MBTS (2,1 x 10^-5 mg/kg p.c./j) donne des marges d’exposition d’environ 1 500, 80 000 et 9 500 000, respectivement. Ces marges sont considérées comme adéquates pour compenser les incertitudes concernant les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

Pour ce qui est des effets non cancérogènes résultant de l’exposition par voie orale et cutanée, les marges sont considérées comme adéquates, même en tenant compte de l’incertitude liée à la co-occurrence potentielle de ces substances dans les granulés de caoutchouc.

Abréviations : DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé; ME = marge d’exposition; DSENO = dose sans effet nocif observé; PdD = pointde départ.
^a Bien qu’il n’y ait pas de preuve directe (p. ex., données sur les doses) indiquant la présence de TBBS et de DCBS dans les granulés de caoutchouc, on s’attend à ce que l’exposition potentielle à ces substances entraîne une exposition similaire ou inférieure par rapport au MBT, au MBTS et au CBS et que, par conséquent, la ME potentielle soit similaire ou supérieure à ce qui est présenté ici.

Bien que l’exposition de la population générale au TBBS, au CBS, au MBTS, au MBT, au SMBT et au DCBS ne soit pas préoccupante aux niveaux actuels, ces substances sont néanmoins considérées comme présentant un effet préoccupant pour la santé en raison de leurs effets cancérogènes potentiels.De même, on estime que le CBS a un effet préoccupant supplémentaire sur la santé en raison de ses effets potentiels sur la reproduction. En conséquence, cette substance pourrait être préoccupante pour la santé humaine si les expositions venaient à croître.

3.7.4 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour la santé humaine

Le tableau 3‑17 présente les principales sources d’incertitude.

+ = incertitude quant au potentiel de surestimation de l’exposition/risque; – = incertitude quant au potentiel de sous‑estimation du risque d’exposition; +/ – = potentiel inconnu de surestimation ou de sous-estimation du risque.

4. Conclusion

Compte tenu de toutes les sources de données disponibles présentées dans le présent projet d’évaluation préalable, Santé Canada estime que le sous‑groupe des benzotriazoles présente un faible risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il est proposé de conclure que les substances du sous-groupe des benzotriazoles ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car elles ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans le présent projet d’évaluation préalable, le MBT et ses précurseurs présentent un risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il est proposé de conclure que le MBT et ses précurseurs, y compris les substances du sous‑groupe des benzothiazoles, satisfont aux critères énoncés à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sa diversité biologique. Toutefois, il est proposé de conclure que les substances du sous‑groupe des benzothiazoles ne satisfont pas aux critères énoncés à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements présentés dans la présente ébauche d’évaluation préalable, il est proposé de conclure que les substances du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles ne satisfont pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine

Il est donc proposé de conclure que les neuf substances du sous‑groupe des benzotriazoles ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE et que le MBT et ses précurseurs, y compris les six substances du sous‑groupe des benzothiazoles, satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il est également proposé que le MBT répond aux critères de persistance, mais pas à ceux de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE. Les autres substances du sous‑groupe des benzothiazoles ne satisfont pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

Références

[ACC] American Chemistry Council. 2001. Benzothiazole-based thiazoles category justification and testing rationale. 12 pages. Test plan for benzothiazoles submitted to the US EPA’s HPV Chemical Challenge Program. (disponible en anglais seulement) 

ACD/Percepta [prediction module]. c1997-2012. Toronto (ON): Advanced Chemistry Development, Inc. (disponible en anglais seulement)

[AR] Alberta Recycling. 2017. Annual report 2016/17 [PDF]. Annual report. Edmonton (AB): AR. [consulté le 14 août 2018]. (disponible en anglais seulement)

[AR] Alberta Recycling. 2018. Annual report 2017/2018 [PDF]. Edmonton (AB): AR. [consulté le 14 août 2018] (disponible en anglais seulement)

Arnot JA, Mackay D, Bonnell M. 2008a. Estimating metabolic biotransformation rates in fish from laboratory data. Environ Toxicol Chem. 27(2):341–351. (disponible en anglais seulement)

Arnot JA, Mackay D, Parkerton TF, Bonnell, M. 2008b. A database of fish biotransformation rates for organic chemicals. Environ Toxicol Chem. 27(11):2263-2270. (disponible en anglais seulement)

Ash M. 2001. Handbook of textile processing chemicals. Synapse Information Resources, Inc. (disponible en anglais seulement)

Asheim J, Vike-Jonas K, Gonzalez SV, Lierhagen S, Venkatraman V, Veivåg IL, Snilsberg B, Flaten TP, Asimakopoulos AG. 2019. Benzotriazoles, benzothiazoles and trace elements in an urban road setting in Trondheim, Norway: Re-visiting the chemical markers of traffic pollution. Sci Total Environ. 649:703-11. (disponible en anglais seulement)

Asimakopoulos AG, Ajibola A, Kannan K, Thomaidis NS. 2013a. Occurrence and removal efficiencies of benzotriazoles and benzothiazoles in a wastewater treatment plant in Greece. Sci Total Environ. 452:163-171. (disponible en anglais seulement)

Asimakopoulos AG, Wang L, Thomaidis NS, Kannan K. 2013b. Benzotriazoles and benzothiazoles in human urine from several countries: a perspective on occurrence, biotransformation, and human exposure. Environ Int. 59:274-281. (disponible en anglais seulement)

Avagyan R, Sadiktsis I, Bergvall C, Westerholm R. 2014. Tire tread wear particles in ambient air—a previously unknown source of human exposure to the biocide 2-mercaptobenzothiazole. Environ Sci Pollut Res. 21(19):11580-6. (disponible en anglais seulement)

Badila AB. 2013. Scrap tire weight and characteristics study passenger light truck (PLT). Final Report. Winnipeg (MB): TSM. [consulté le 23 août 2018]. (disponible en anglais seulement)

[BDIPSN] Base de données d’ingrédients de produits de santé naturels  [base de données]. [modifié le 22 février 2019]. Ottawa (Ont.), Santé Canada. [consulté le 25 novembre 2016]. 

[BDPSNH] Base de données sur les produits de santé naturels homologués [base de données]. [modifié le 6 février 2018]. Ottawa (Ont.), Santé Canada. [consulté le 25 novembre 2016]. 

[BCFBAF] Bioaccumulation Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 3.01. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

[BIOWIN] Biodegradation Probability Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 4.10. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Boethling RS, Howard PH, Beauman JA, Larosche ME. 1995. Factors for intermedia extrapolations in biodegradability assessment. Chemosphere. 30(4):741-752. (disponible en anglais seulement)

Bouma K, Nab FM, Schothorst RC. 2003. Migration of N -nitrosamines, N –nitrosatable substances and 2-mercaptobenzthiazol from baby bottle teats and soothers: A Dutch retail survey. Food Addit Contam. 20(9):853-858. (disponible en anglais seulement)

Breedveld GD, Roseth R, Sparrevik M, Hartnik T, Hem LJ. 2003. Persistence of the de-icing additive benzotriazole at an abandoned airport. Water Air Soil Pollut. Focus 3(3):91-101. (disponible en anglais seulement)

Brinksmeier ED, Meyer D, Huesmann-Cordes AG, Herrmann C. 2015. Metalworking fluids – mechanisms and performance. CIRP Ann Manuf Technol. 64(2):605-628. (disponible en anglais seulement)

Brorström-Lundén E, Hansson K, Remberger M, Kaj L, Magner J, Andersson H, Haglund P, Andersson R, Liljelind P, Grabic R. 2011. Screening of benzothiazoles, benzenediamines, dicyclohexylamine and benzotriazoles. IVL Swedish Environmental Research Institute Ltd. IVL Report B2023. (disponible en anglais seulement)

Brownlee BG, Carey JH, MacInnis GA, Pelizzari IT. 1992. Aquatic environmental chemistry of 2-(thiocyanomethylthio)benzothiazole and related benzothiazoles. Environ Toxicol Chem. 11:1153-1168. (disponible en anglais seulement)

[BUA] Beratergremium fur Umweltrelevant Altstoffe. 1993. 2,2’-Dithio-bis-benzothiazole BUA report 126. (disponible en anglais seulement)

Canada. 1978. Règlement sur les aliments et drogues. C.R.C., ch. 870. 

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999). L.C. 1999, ch. 33. Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, n^o 3.

Canada, ministère de l’Environnement. 2017. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) : avis concernant les substances visées par la mise à jour de l’inventaire de 2017. Gazette du Canada, Partie I, vol. 151, n^o 2, p. 89-161.

Cancilla, DA, Martinez, J, Van Aggelen, GC. 1998. Detection of aircraft deicing/antiicing fluid additives in a perched water monitoring well at an international airport. Environ Sci Technol. 32(23):3834-3835. (disponible en anglais seulement)

Cancilla DA, Baird JC, Geis SW, Corsi SR. 2003. Studies of the environmental fate and effect of aircraft deicing fluids: Detection of 5‐methyl‐1H‐benzotriazole in the fathead minnow (Pimephales promelas). Environ Toxicol Chem. 22(1):134-140. (disponible en anglais seulement)

Cantin S. 2009. Les pneus hors d’usage [PDF]. Fiche informative. Recyc-Québec. [consulté le 13 août 2018].

Carpinteiro I, Abuin B, Ramil M, Rodríguez I, Cela R. 2012. Simultaneous determination of benzotriazole and benzothiazole derivatives in aqueous matrices by mixed-mode solid-phase extraction followed by liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Anal Bioanal Chem. 402(7):2471-8. (disponible en anglais seulement)

CATALOGIC [environmental fate and ecotoxicity model]. 2014. Ver. 5.12.1. Bourgas (BG): University “Prof. Dr. Assen Zlatarov”, Laboratory of Mathematical Chemistry. (disponible en anglais seulement)

ChemCAN [level III fugacity model of 24 regions of Canada]. 2003. Version 6.00. Peterborough (ON): Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. (disponible en anglais seulement)

ChemRisk LLC. 2010. Tyre and general rubber good generic exposure scenario: Emission factor guidance for formulation and industrial use. Final report prepared for ETRMA. Pittsburgh (PA): ChemRisk LLC. 33 pages. (disponible en anglais seulement)

Choi T, Kim J, Ko DH, Kim C, Hwang J, Ahn S, Kim SY, Kim C, Lee J, Yoon T. 2007. Zebrafish as a new model for phenotype‐based screening of melanogenic regulatory compounds. Pigment Cell Res. 20(2):120-127. (disponible en anglais seulement)

Ciba-Geigy Corp. 1968. Short-term (49-day) and sub-chronic (90-day) toxicity studies with “tinuvin 320” in rats with cover letter date 083088. U.S. NTIS Microfiche No. OTS051661O. Cover letter plus 24 pp. study dated January 1968. (disponible en anglais seulement)

[CompTox] US EPA Chemistry Dashboard. 2018. Search results for CAS RN 120-78-5; 149-30-4; 2492-26-4; 4979-32-2; 95-31-8; 95-33-0. [consulté en juillet 2018]. (disponible en anglais seulement)

[ConsExpo Web] Consumer Exposure Web Model. 2016. Bilthoven (NL): Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment]. (disponible en anglais seulement)

Convention de Rotterdam. 2008. Japon - Mesure de réglementation finale. [consulté le 2 janvier 2019]

Convention de Rotterdam. c2010. Base de données de notification de mesures de réglementation finales : de produits chimiques de non-annexe III [consulté le 10 mai 2019].

Craine L, Raban M. 1989. The chemistry of sulfenamides. Chem Rev. 89(4):689-712. (disponible en anglais seulement)

[Danish EPA] Danish Environmental Protection Agency. 2003. Liberation of MBT in natural rubber. Survey of Chemical Substances in Consumer Products, Survey No. 22. Danish Technological Institute. (disponible en anglais seulement)

[Danish EPA] Danish Environmental Protection Agency. 2013. Benzotriazole and Tolyltriazole. Evaluation of health hazards and proposal of health based quality criteria for soil and drinking water. Environmental Project No. 1526, 2013. (disponible en anglais seulement)

[Danish EPA] Danish Environmental Protection Agency. 2014. 2-Mercaptobenzothiazole (MBT). Evaluation of health hazards and proposal of health-based quality criterion for ambient air. Environmental Project No. 1530, 2014. (disponible en anglais seulement)

De Wever H, De Moor K, Verachtert H. 1994. Toxicity of 2-mercaptobenzothiazole towards bacterial growth and respiration. Appl. Microbiol. Biotechnol. 42(4):631-635. (disponible en anglais seulement)

De Wever H, Verachtert H. 1997. Biodegradation and toxicity of benzothiazoles. Water Res. 31(11): 2673-2684. (disponible en anglais seulement)

Diaz-Cruz MS, Molins-Delgado D, Serra-Roig M, Kalogianni E, Skoulikidis NT, Barcelo D. 2019. Personal care products reconnaissance in EVROTAS river (Greece): Water-sediment partition and bioaccumulation in fish. Sci Total Environ. 651:3079-3089. (disponible en anglais seulement)

[EC] European Commission. 2005. Scientific committee on consumer products sccp opinion on 2-mercaptobenzothiazole (MBT) (sensitisation only). [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[EC] European Commission. 2008. European Union risk assessment report: N-cyclohexylbenzothiazol-2-sulphenamide [PDF]. Germany: Bundesanstalt für Arbeitsschutz und Arbeitsmedizin. [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[EC] European Commission. 2018. European Union substance evaluation report: N,N-dicyclohexylbenzothiazole-2-sulphenamide. CAS No. 4979-32-2, EC No. 225-625-8 [PDF]. Germany: Federal Institute for Occupational Health and Safety. [consulté en février 2019]. (disponible en anglais seulement)

[ECB] European Chemicals Bureau, Institute for Health and Consumer Protection. 2003. technical guidance document on risk assessment, part II. Luxembourg City (LU): European Chemicals Bureau. 337 pages. (disponible en anglais seulement)

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2016a. Document sur l’approche scientifique : classification du risque écologique des substances organiques. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. 

[ECCC] Environment and Climate Change Canada. 2016b. Supporting documentation: data used to create substance-specific hazard and exposure profiles and assign risk classifications. Gatineau (QC): ECCC. Information in support of the science approach document: ecological risk classification of organic substances. Available from: substances@ec.gc.ca (disponible en anglais seulement)

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2018. Données collectées lors de la mise à jour de l’inventaire de la LIS en vertu de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 : Avis concernant certaines substances de la Liste intérieure. Données préparées par : Environnement Canada et Santé Canada : Programme des substances existantes.

[ECCC] Environment and Climate Change Canada. 2020. Supporting documentation: Ecological Exposure Assessment of the Benzothiazoles Subgroup. Gatineau (QC): ECCC. Information in support of the draft screening assessment for Benzotriazoles and Benzothiazoles. Available from: substances@ec.gc.ca (disponible en anglais seulement)

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2015. Identification des priorités d’évaluation des risques : résultats de l’examen de 2015. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. 

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2016a. Évaluation préalable rapide : polymères identifiés lors de la deuxième phase de la mise à jour de la Liste intérieure des substances. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2016b. Rapport d’évaluation préalable sur 2-(2H-Benzotriazol-2-yl)-4,6-di-tert-pentylphénol (BDTP)  Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [consulté le 21 septembre 2017].

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. [modifié le 20 avril 2017]. Catégorisation. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [consulté le 25 novembre 2016]. 

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2018a. Évaluation préalable rapide des substances pour lesquelles l’exposition de la population générale est limitée. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. 

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2018b. Évaluation préalable substances jugées comme étant peu préoccupantes au moyen de l’approche de la Classification du risque écologique des substances organiques et de l’approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT). Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. 2019. Ébauche d’évaluation préalable - N-cyclohexylsulfamate de sodium et cyclohexanamine. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECHA] European Chemicals Agency. c2007-2019 Registered substances database; search results for CAS RN 120-78-5; 149-30-4; 2492-26-4; 4979-32-2; 95-31-8; 95-33-0; 3147-75-9; 29385-43-1; 70321-86-7. Helsinki (FI): ECHA. [consulté en juillet 2019]. (disponible en anglais seulement) 

[ECHA] European Chemicals Agency. 2013. Substance Evaluation Report: Benzothiazole-2-thiol (2-MBT) [PDF]. [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[ECHA] European Chemicals Agency. 2014. Annex XV report: Proposal for the identification of a substance of very high concern on the basis of the criteria set out in REACH article 57 [PDF]. CAS RN 3846-71-7. 153 p. (disponible en anglais seulement)

[ECHA] European Chemicals Agency. 2016a. Decision on a compliance check [PDF]. Helsinki (FI): ECHA. 11 pages. (disponible en anglais seulement)

[ECHA] European Chemicals Agency. 2016b. Guidance on information requirements and chemical safety assessment, chapter R.16: Environmental exposure assessment [PDF]. Version 3.0. Helsinki (FI): ECHA. 178 pages. (disponible en anglais seulement)

[ECHA] European Chemicals Agency. 2017. An evaluation of the possible health risks of recycled rubber granules used as infill in synthetic turf sports fields. [consulté le 7 janvier 2019]. (disponible en anglais seulement)

[EFSA] European Food Safety Authority. 2015. Scientific Opinion on the risks to public health related to the presence of bisphenol A (BPA) in foodstuffs: Executive summary. EFSA Journal 2015. 13(1):3978. (disponible en anglais seulement)

Ema M, Sakamoto J, Murai T, Kawasaki H. 1989. Evaluation of the teratogenic potential of the rubber accelerator dibenzthiazyl disulphide in rats. J App Toxicol. 9(6):413-417. (disponible en anglais seulement)

EMPODAT. 2013. EMPODAT Database. [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

Environnement Canada, Santé Canada. 2014. Approche d’identification des substances chimiques et des polymères jugés prioritaires pour l’évaluation des risques en vertu de la Partie 5 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement de 1999 [LCPE (1999)]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. 

[EPI Suite] Estimation Program Interface Suite for Microsoft Windows [estimation model]. c2000-2012. Ver. 4.11. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Esteban S, Gorga M, Petrovic M, González-Alonso S, Barceló D, Valcárcel Y. 2014a. Analysis and occurrence of endocrine-disrupting compounds and estrogenic activity in the surface waters of Central Spain. Sci Total Environ. 466:939-951. (disponible en anglais seulement)

Esteban S, Gorga M, González-Alonso S, Petrovic M, Barceló D, Valcárcel Y. 2014b. Monitoring endocrine disrupting compounds and estrogenic activity in tap water from Central Spain. Environ Sci Pollut Res. 21(15): 9297-9310. (disponible en anglais seulement)

Esteban S. Moreno-Merino L, Matellanes R, Catalá M, Gorga M, Petrovic M,López-Martínez J, et al. 2016. Presence of endocrine disruptors in freshwater in the northern Antarctic Peninsula region. Environ Res. 147:179-192. (disponible en anglais seulement)

[EU RAR] European Union Risk Assessment Report. 2008. N-Cyclohexylbenzothiazol-2-sulphenamide. CAS No: 95-33-0. EINECS No:202-411-2. (disponible en anglais seulement)

[FCÉN] Fichier canadien sur les éléments nutritifs. 2015. Santé Canada. 

[FDS] Fiche de données de sécurité. 2013. Réparateur du système de refroidissement. Rislone. [consulté le 17 décembre 2018]. 

[FDS] Fiche de données de sécurité. 2018. Réparateur du système de refroidissement. Rislone. [consulté le 17 décembre 2018]. 

Ficheux AS, Wesolek N, Chevillotte G, Roudot AC. 2015. Consumption of cosmetic products by the French population. First part: Frequency data. Food Chem Toxicol. 78:159-169. (disponible en anglais seulement)

Ficheux AS, Chevillotte G, Wesolek N, Morisset T, Dornic N, Bernard A, Bertho A, Romanet A, Leroy L, Mercat AC, Creusot T, Simon E, Roudot AC. 2016. Consumption of cosmetic products by the French population second part: Amount data. Food Chem Toxicol. 90:130-141. (disponible en anglais seulement)

Focazio MJ, Kolpin DW, Barnes KK, Furlong ET, Meyer MT, Zaugg SD, Thurman ME, et al. 2008. A national reconnaissance for pharmaceuticals and other organic wastewater contaminants in the United States—II) Untreated drinking water sources. Sci Total Environ. 402(2-3):201-216. (disponible en anglais seulement)

Foundation Animal Bio Science Safety Research Institute. 2011. 2-(2H-benzotriazol-2-yl)-4- (tert-butyl)-6- (sec-pentyl) phenol Repeated oral administration toxicity using rats Reproductive and developmental toxicity combined test. Trial #: 07 – 112. Ministry of Health, Labor and Welfare, Pharmaceutical Foods Division, Review & Administration Division, Tokyo. Chemical Safety Division [in Japanese].

Friedman PK, Watt ED, Hornung MW, Hedge JM, Judson RS, Crofton KM, Simmons SO. 2016. Tiered high-throughput screening approach to identify thyroperoxidase inhibitors within the ToxCast Phase I and II chemical libraries. Toxicol Sci. 151(1):160-180. (disponible en anglais seulement)

Giger W, Schaffner C, Kohler HPE. 2006. Benzotriazole and tolyltriazole as aquatic contaminants. 1. Input and occurrence in rivers and lakes. Environ Sci Technol. 40(23):7186-7192. (disponible en anglais seulement)

Glassmeyer ST, Furlon ET, Kolpin DW, Cahill DJ, etc. 2005. Transport of chemical and microbial compounds from known wastewater discharges: potential for use as indicators of human fecal contamination. Environ Sci Technol. 39:5157-5169. (disponible en anglais seulement)

Glassmeyer ST, Furlong ET, Kolpin DW, Batt AL, Benson R, Boone JS, Conerly O, Donohue MJ, King DN, Kostich MS, et al. 2017. Nationwide reconnaissance of contaminants of emerging concern in source and treated drinking waters of the United States. Sci Total Environ. 581:909-922. (disponible en anglais seulement)

Gorga M, Insa S, Petrovic M, Barceló D. 2015. Occurrence and spatial distribution of EDCs and related compounds in waters and sediments of Iberian rivers. Sci Total Environ. 503:69-86. (disponible en anglais seulement)

Gries W, Kupper K, Long G. 2015. Rapid and sensitive LC–MS–MS determination of 2-mercaptobenzothiazole, a rubber additive, in human urine. Anal Bioanal Chem. 407:3417–3423. (disponible en anglais seulement)

[GSBL] GSBL Webapplikation 3.0. Federal information system on chemical substances; search results for CAS RN 36437-37-3. Germany. [consulté le 30 mai 2018]. (disponible en anglais seulement)

Gustavsson BM, Magnér J, Almroth BC, Eriksson MK, Sturve J, Backhaus T. 2017. Chemical monitoring of Swedish coastal waters indicates common exceedances of environmental thresholds, both for individual substances as well as their mixtures. Mar Pollut Bull. 122(1-2):409-19. (disponible en anglais seulement)

Hansen P, Tønning K, Malmgren-Hansen B. 2008. Survey and health assessment of chemical substances in hobby products for children. Danish Ministry of the Environment, Environmental Protection Agency (Danish EPA). Survey of Chemical Substances in Consumer Products, No. 93. (disponible en anglais seulement)

Hansson C, Agrup G. 1993. Stability of the mercaptobenzothiazole compounds. Contact Dermatitis 28:29-34. (disponible en anglais seulement)

Health Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Unpublished report. Ottawa (ON): Health Canada, Environmental Health Directorate. (disponible en anglais seulement)

[HENRYWIN] Henry’s Law Constant Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2008. Ver. 3.20. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Herzog B, Lemmer H, Horn H, Müller E. 2015. A note on benzotriazole concentrations in the receiving waters of different sewage treatment plants. Asian Pacific J Microbiol Res. 3(1):1-3. (disponible en anglais seulement)

Hirata Koizumi M, Watari N, Mukai D, Imai T, Hirose A, Kamata E, Ema M. 2007. A 28-day repeated dose toxicity study of ultraviolet absorber 2-(2′-hydroxy-3′,5′-di-tert-butylphenyl) benzotriazole in rats. Drug Chem Toxicol. 30(4):327-341. (disponible en anglais seulement)

Hirata Koizumi M, Ogata H, Imai T, Hirose A, Kamata E, Ema M. 2008a. A 52-week repeated dose toxicity study of ultraviolet absorber 2-(2′-hydroxy-3′,5′-di-tert-butylphenyl)benzotriazole in rats. Drug Chem Toxicol. 31(1):81-96. (disponible en anglais seulement)

Hirata Koizumi M, Matsuyama T, Imai T, Hirose A, Kamata E, Ema M. 2008b. Lack of gender-related difference in the toxicity of 2-(2′- hydroxy-3′,5′-di-tert-butylphenyl)benzotriazole in preweaning rats. Drug Chem Toxicol. 31(2):275-287. (disponible en anglais seulement)

Hirata Koizumi M, Matsuyama T, Imai T, Hirose A, Kamata E, Ema M. 2008c. Gonadal Influence on the Toxicity of 2-(2′-Hydroxy-3′,5′- di-tert-butylphenyl) benzotriazole in Rats. Drug Chem Toxicol. 31(1): 115-126. (disponible en anglais seulement)

[HPVIS] High Production Volume Information System. c1998-2017. OPPT: US EPA. Search Results for 149-30-04. [consulté en décembre 2017]. (disponible en anglais seulement)

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank [database]. 1983-2017 . Bethesda (MD): National Library of Medicine (US). [consulté le 13 décembre 2017]. (disponible en anglais seulement)

[IARC] International Agency for Research on Cancer. 2018. IARC Monographs, volume 115, 2-Mercaptobenzothiazole. (disponible en anglais seulement)

[INRP] Inventaire national des rejets de polluants. NPRI Datasets: 1) Release, 2) Disposal, and 3) Recycling. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. Search results for CAS RN 149-30-4. [consulté le 30 mai 2018]. 

Jakimska A, Huerta B, Bargańska Ż, Kot-Wasik A, Rodríguez-Mozaz S, Barceló D. 2013. Development of a liquid chromatography–tandem mass spectrometry procedure for determination of endocrine disrupting compounds in fish from Mediterranean rivers. J Chromatogr A. 1306:44-58. (disponible en anglais seulement)

Janna H, Scrimshaw MD, Williams RJ, Churchley J, Sumpter JP. 2011. From dishwasher to tap? Xenobiotic substances benzotriazole and tolyltriazole in the environment. Environ Sci Technol. 45(9):3858-3864. (disponible en anglais seulement)

Japan Bioassay Research Center. 2006. 2- (2 1 "-pentotriazole-2-yl) -4- (candy" -butyl) -6- (sec-butyl) phenol repeated oral administration using rats toxicity reproductive and developmental toxicity combination test. Test number 0632. Central Labor Accident Prevention Association [en japonais].

Japan Bioassay Research Center. 2007. 1,2,3-Benzotriazole [CAS No. 95-14-7]. National Institute of Technology and Evaluation, Japan [en japonais].

Jover E, Matamoros V, Bayona JM. 2009. Characterization of benzothiazoles, benzotriazoles and benzosulfonamides in aqueous matrixes by solid-phase extraction followed by comprehensive two-dimensional gas chromatography coupled to time-of-flight mass spectrometry. J Chromatogr A. 1216(18):4013-4019. (disponible en anglais seulement)

Kase R, Eggen RIL, Junghans M, Gotz C, Hollender J. 2011. Assessment of micropollutants from municipal wastewater-Combination of exposure and ecotoxicological effect data for Switzerland. In Waste Water-Eval Manage. IntechOpen. (disponible en anglais seulement)

Kazner C. 2011. Advanced wastewater treatment by nanofiltration and activated carbon for high quality water reuse (Doctoral dissertation, Hochschulbibliothek der Rheinisch-Westfälischen Technischen Hochschule Aachen). (disponible en anglais seulement)

Kim J-W, Chang K-H, Prudente M, Viet PH, Takahashi S, Tanabe S, Kunisue T, Isobe T. 2019. Occurrence of benzotriazole ultraviolet stabilizers (BUVSs) in human breast milk from three Asian countries. Sci Total Env. 655: 1081-1088. (disponible en anglais seulement)

Kiss, A, Fries, E. 2009. Occurrence of benzotriazoles in the rivers Main, Hengstbach, and Hegbach (Germany). Environ Sci Pollut Res Int. 16(6):702-710. (disponible en anglais seulement)

[KOAWIN] Octanol-Air Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 1.10. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

[KOCWIN] Organic Carbon Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 2.00. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, Thurman EM, Zaugg SD, Barber LB, Buxton HT. 2002. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams, 1999− 2000: A national reconnaissance. Environ Sci Technol. 36(6):1202-1211. (disponible en anglais seulement)

Koval IV. 1996. Synthesis and application of sulfenamides. Russian Chem. Rev. 65(5): 421-440. (disponible en anglais seulement)

[KOWWIN] Octanol-Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 1.68. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Lai W, Lin YC, Wang YH, Guo YL, Lin A. 2018. Occurrence of emerging contaminants in aquaculture waters: cross-contamination between aquaculture systems and surrounding waters. Water, Air, Soil Pollut. 229(8):249. (disponible en anglais seulement)

Lee S, Kim S, Park J, Kim H-J, Lee JJ, Choi G, Choi S, Kim S, Kim SY, Choi K, Kim S, Moon H-B. 2015. Synthetic musk compounds and benzotriazole ultraviolet stabilizers in breast milk: Occurrence, time-course variation and infant health risk. Environ Res. 140: 466-473. (disponible en anglais seulement)

Li Y, Zhai JL, Liu YS, Zhang QQ, Jiang YX, Liu Shan, Liu, WR, Yang YY, Ying GG. 2018. Personal care products in wild fish in two main Chinese rivers: Bioaccumulation potential and human health risks. Sci Total Environ. 621:1093-1102. (disponible en anglais seulement)

Liao C, Kim UJ, Kannan K. 2018. A review of environmental occurrence, fate, exposure, and toxicity of benzothiazoles. Environ Sci Technol. 52:5007-5026. (disponible en anglais seulement)

Liu W, Xue J, Kannan K. 2017. Occurrence of and exposure to benzotriazoles and benzothiazoles from textiles and infant clothing. Sci Total Environ. 592:91–96. (disponible en anglais seulement)

Loos R, Gawlik BM, Locoro G, Rimaviciute E, Contini S, Bidoglio G. 2009. EU-wide survey of polar organic persistent pollutants in European river waters. Environ Pollut. 157(2):561-568. (disponible en anglais seulement)

Loos R, Locoro G, Comero S, Contini S, Schwesig D, Werres F, Bolchi M, et al. 2010. Pan-European survey on the occurrence of selected polar organic persistent pollutants in ground water. Water Res. 44(14):4115-4126. (disponible en anglais seulement)

Loos R, Tavazzi S, Paracchini B, Canuti E, Weissteiner C. 2013. Analysis of polar organic contaminants in surface water of the northern Adriatic Sea by solid-phase extraction followed by ultrahigh-pressure liquid chromatography–QTRAP® MS using a hybrid triple-quadrupole linear ion trap instrument. Anal bioanal chem. 405(18):5875-5885. (disponible en anglais seulement)

Loretz LG, Api AM, Barraj LM, Burdick J, Dressler WE, Gettings SD, Han Hsu H, Pan YHL, Re TA, Renskers KJ, Rothenstein A, Scrafford CG, Sewall C. 2005. Exposure data for cosmetic products: lipstick, body lotion, and face cream. Food Chem Toxicol. 43:279-291. (disponible en anglais seulement)

Löwenberg, J, Zenker, A, Baggenstos, M, Koch, G, Kazner, C, & Wintgens, T. 2014. Comparison of two PAC/UF processes for the removal of micropollutants from wastewater treatment plant effluent: process performance and removal efficiency. Water Res. 56:26-36. (disponible en anglais seulement)

Lu Z, De Silva AO, Peart TE, Cook CJ, Tetreault GR, Servos MR, Muir DCG. 2016a. Distribution, partitioning and bioaccumulation of substituted diphenylamine antioxidants and benzotriazole UV stabilizers in an urban creek in Canada. Environ Sci Technol. 50:9089−9097. (disponible en anglais seulement)

Lu Z, Peart TE, Cook CJ, De Silva AO. 2016b. Simultaneous determination of substituted diphenylamine antioxidants and benzotriazole ultra violet stabilizers in blood plasma and fish homogenates by ultra-high performance liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry. J Chromatogr A. 1461:51-58. (disponible en anglais seulement)

Lu Z, Smyth SA, Peart TE, De Silva AO. 2017. Occurrence and fate of substituted diphenyl amine antioxidants and benzotriazole UV stabilizers in various Canadian wastewater treatment processes. Water Res. 123:158-166. (disponible en anglais seulement)

Luecken JJ, Sullivan AB. 1981. Stability of benzothiazole sulfonamide accelerators. Elastomerics. 113(8):34-38,44. (disponible en anglais seulement)

Luongo G, Avagyan R, Hongyu R, Ostman C. 2016. The washout effect during laundry on benzothiazole, benzotriazole, quinolone, and their derivatives in clothing textiles. Environ Sci Pollut Res. 23:2537-2548. (disponible en anglais seulement)

Mackay D, Hughes DM, Romano ML, Bonnell M. 2014. The role of persistence in chemical evaluations. Integr Environ Assess. 10(4):588-594. (disponible en anglais seulement)

Mandaric L, Diamantini E, Stella E, Cano-Paoli K, Valle-Sistac J, et al. 2017. Contamination sources and distribution patterns of pharmaceuticals and personal care products in Alpine rivers strongly affected by tourism. Sci Total Environ. 590-591:484-494. (disponible en anglais seulement)

Miyata K, Ose K. 2012. Thyroid hormone-disrupting effects and the amphibian metamorphosis assay. J Toxicol Pathol. 25(1):1-9. (disponible en anglais seulement)

Molins-Delgado D, Diaz-Cruz MS, Barcelo D. 2015. Removal of polar UV stabilizers in biological wastewater treatments and ecotoxicological implications. Chemosphere. 119:S51-S57. (disponible en anglais seulement)

Molins-Delgado D, Tavora J, Diaz-Cruz MS, Barcelo D. 2017. UV filters and benzotriazoles in urban aquatic ecosystems: The footprint of daily use products. Sci Total Environ. 601-602:975-986. (disponible en anglais seulement)

Molins-Delgado D, Olmo-Campos MdM, Valeta-Juan G, Pleguezuelos-Hernandez V, Barcelo D, Diaz-Cruz MS. 2018. Determination of UV filters in human breast milk using turbulent flow chromatography and babies’ daily intake estimation. Environ Res. 161: 532-539. (disponible en anglais seulement)

[MPBPWIN] Melting Point Boiling Point Program for Microsoft Windows [estimation model]. 2010. Ver. 1.43. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

[MTD] Modern Tire Dealer. 2018. 2018 Facts Section: Tire Plant capacities [PDF]. Uniontown (OH): MTD. [consulté en décembre 2018] (disponible en anglais seulement)

Nawrocki ST, Drake KD, Watson CF, Foster GD, Maier KJ. 2005. Comparative aquatic toxicity evaluation of 2-(Thiocyanomethylthio)benzothiazole and selected degradation products using Ceriodaphnia dubia. Arch Environ Contam Toxicol. 48:344-350. (disponible en anglais seulement)

[NCI] National Cancer Institute. 1978. Bioassay Of 1h-Benzotriazole For Possible Carcinogenicity CAS No. 95-14-7. Washington (DC): US Department of Health, Education and Welfare, National Institutes of Health. Technical Report Series No. 88; DHEW Publication No. (NIH) 78-1338. (disponible en anglais seulement)

Nelson KR, Schroeder AL, Ankley GT, Blackwell BR, Blanksma C, Degitz SJ, Flynn KM, Jensen KM, Johnson RD, Kahl MD, Knapen D, Kosian PA, Milsk RY, Randolph EC, Saari T, Stinckens E, Vergauwen L, Villeneuve DL. 2016, Impaired anterior swim bladder inflation following exposure to the thyroid peroxidase inhibitor 2-mercaptobenzothiazole part I: Fathead minnow. Aquat Toxicol. 173:192-203. (disponible en anglais seulement) 

[New EQC] New Equilibrium Criterion Model. 2011. Ver. 1.00 (Beta). Peterborough (ON): Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. (disponible en anglais seulement)

Ni HG, Lu FH, Luo XL, Trian HY, Zeng Y. 2008. Occurrence, phase distribution, and mass loadings of benzothiazoles in riverine runoff of the Pearl River Delta, China. Environ Sci Technol. 42(6):1892-1897. (disponible en anglais seulement)

[NOCIL] Nocil Limited. [Date unknown]. Technical note on vulcanization [PDF]. Mumbai (IN): NOCIL. [consulté le 28 janvier 2019]. (disponible en anglais seulement)

Nödler K, Voutsa D, Licha T. 2014. Polar organic micropollutants in the coastal environment of different marine systems. Mar Pollut Bull. 85(1):50-59. (disponible en anglais seulement)

[NTP] National Toxicology Program (US). 1988. Toxicology and carcinogenesis studies of 2-mercaptobenzothiazole (CAS No. 149-30-4) in F344/Nrats and B6C3F1 mice (gavage studies). Research Triangle Park (NC): US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. (disponible en anglais seulement)

[NTP] National Toxicology Program (US). 2011. Chemical information review document for phenolic benzotriazoles. Research Triangle Park (NC): US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation of Economic Co-operation and Development. 2003. SIDS initial assessment report: N-tert-butylbenzothiazole-2-sulphenamide: CAS No. 95-31-8 [PDF]. SIAM [SIDS Initial Assessment Meeting]: 18: 2004 April: Paris, France. [consulté le 31 août 2017]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2004a. SIDS initial assessment report: N,N-dicyclohexyl-2-benzothiazolessulfenamide: CAS No. 4979-32-2 [PDF]. SIAM [SIDS Initial Assessment Meeting]: 16: 2003 May: Paris, France. [consulté le 31 mai 2018]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2004b. Emissions scenario document on additives in the rubber industry [PDF]. Paris (FR): OECD, Environment Directorate. (Series on Emission Scenario Documents No. 6; Report No. ENV/JM/MONO(2004)11, JT00166668). [consulté en novembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2008. SIDS initial assessment report (SIAR): N-cyclohexylbenzothiazole-2-sulphenamide [PDF]. SIAM 27, 14-16 October 2008 [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2009a. SIDS initial assessment report (SIAR): 2-tert-Butyl-6-(5-chloro-2H-benzotriazol-2-yl)-4-methylphenol. SIAM 28, 14-17 April 2009 [consulté le 15 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organization for Economic Co-operation and Development. 2009b. OECD ESD #3 Emission Scenario Document on Plastic Additives. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2009c. SIDS initial assessment report (SIAR): N,N-Dicyclohexyl-2-benzothiazolesulfenamide [PDF]. SIAM 18, 20-23 April 2004 [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[OECD] Organisation for Economic Co-operation and Development. 2011. Emission scenario document on the use of metalworking fluids [PDF]. Paris (FR): OECD, Environment Directorate. (Series on Emission Scenario Documents No. 28; Report No. ENV/JM/MONO(2011)18, JT03304938). [consulté en novembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

OECD QSAR Toolbox. [read across tool]. 2016. Ver. 4.2 Paris (FR): Organisation for Economic Co-operation and Development, Laboratory of Mathematical Chemistry. (disponible en anglais seulement)

Orwig BA. 1971. The chemistry of sulfenimides. Thesis submitted to McGill University Department of Chemistry. 97 pages. (disponible en anglais seulement)

Östman M, Lindber, RH, Fick J, Björn E, Tysklind M. 2017. Screening of biocides, metals and antibiotics in Swedish sewage sludge and wastewater. Water Res. 115:318-328. (disponible en anglais seulement)

Peng Y, Fang W, Krauss M, Brack W, Wang Z, Li F, Zhang X. 2018. Screening hundreds of emerging organic pollutants (EOPs) in surface water from the Yangtze River Delta (YRD): Occurrence, distribution, ecological risk. Environ Pollut. 241:484-493. (disponible en anglais seulement)

Peter B. 2013. Combined 28-day repeated dose toxicity study with the reproduction/developmental toxicity screening test of irgamet 39 in rats by oral gavage. [Submission to Health Canada]. (disponible en anglais seulement)

Reemtsma T, Weiss S, Mueller J, Petrovic M, González S, Barcelo D, Ventura F, Knepper TP. 2006. Polar pollutants entry into the water cycle by municipal wastewater: A European perspective. Enviro Sci Technol. 40(17):5451-8. (disponible en anglais seulement)

Reemtsma T, Miehe U, Duennbier U, Jekel M. 2010. Polar pollutants in municipal wastewater and the water cycle: occurrence and removal of benzotriazoles. Water Res. 44(2):596-604. (disponible en anglais seulement)

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment (NL)]. 2007. Do-it-yourself products fact sheet: To assess the risks for the consumer: updated version for ConsExpo 4 [PDF]. Bilthoven (NL): DOI: 10.21945/RIVM-2017-0016. (disponible en anglais seulement)

[RIVM] Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu [National Institute for Public Health and the Environment (NL)]. 2017. Evaluation of health risks of playing sports on synthetic turf pitches with rubber granulate [PDF]. Bilthoven (NL): RIVM. Report No.: 612810012/2002. (disponible en anglais seulement)

Rodriguez DM, Wrobel K, Jimenez MGG. 2004. Determination of 2-mercaptobenzothiazole (MBT) in tannery wastewater by high performance liquid chromatography with amperometric detection. Bull Environ Contam Toxicol. 73:818-824. (disponible en anglais seulement)

Rovira J, Domingo JL. 2019. Human health risks due to exposure to inorganic and organic chemicals from textiles: A review. Environ Res. 168:62-69. (disponible en anglais seulement)

Ryu J, Oh J, Snyder SA, Yoon Y. 2014. Determination of micropollutants in combined sewer overflows and their removal in a wastewater treatment plant (Seoul, South Korea). Environ Monit Assess. 186(5): 3239-3251. (disponible en anglais seulement)

Santé Canada. 2016. Document sur l’approche scientifique : approche fondée sur le seuil de préoccupation toxicologique (SPT) pour certaines substances. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. 

Schriks M, Heringa MB, van der Kooi MM, de Voogt P, van Wezel AP. 2010. Toxicological relevance of emerging contaminants for drinking water quality. Water Res. 44(2):461-476. (disponible en anglais seulement)

SDA [Soap and Detergent Association]. 2010. Appendix II-A-1 & Appendix II-B-1: Dermal exposure parameters to estimate screening exposures to consumer products – North America. IN: Consumer product ingredient safety: Exposure and Risk Screening Methods for Consumer Product Ingredients, 2nd edition. Section on dermal parameters. Washington (DC): The Soap and Detergent Association. (disponible en anglais seulement)

[SDS] Safety Data Sheet. 2008. Hyspin Spindle Oil HS. Castrol. [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

[SDS] Safety Data Sheet. 2011. Revive Radiator Water Pump Lube. Shrader Canada. [consulté le 17 décembre 2018]. [restricted access]. disponible en anglais seulement)

 [SDS] Safety Data Sheet. 2016a. Protect_DIP Aerosol. Protect_DIP. [consulté le 17 décembre 2018]. 

[SDS] Safety Data Sheet. 2016b. SWEPCO 715 Power Steering/Hydraulic Oil. Southwestern Petroleum Corporation. [consulté le 17 décembre 2018]. 

[SDS] Safety Data Sheet. 2016c. Brayco 885. Castrol. [consulté le 17 décembre 2018]. 

[SDS] Safety Data Sheet. 2017. Liquid Impression Pen. Skilcraft. [consulté le 17 décembre 2018]. (disponible en anglais seulement)

SimpleTreat [sewage treatment plant removal model]. 2003. Ver. 3.1. Bilthoven (NL): Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM) [National Institute for Public Health and the Environment]. RIVM, Laboratory for Ecological Risk Assessment, PO Box 1, 3720 BA Bilthoven, The Netherlands. (disponible en anglais seulement)

Søndergaard M. 2009. Organic compounds: redox potential. In: Likens GE, editor. Encyclopedia of inland waters. Vol. 1. Millbrook (NY): Elsevier. p. 852-859. (disponible en anglais seulement)

Stackelberg PE, Furlong ET, Meyer MT, Zaugg SD, Henderson AK, Reissman DB. 2004. Persistence of pharmaceutical compounds and other organic wastewater contaminants in a conventional drinking-water-treatment plant. Sci Total Environ. 329(1-3):99-113. (disponible en anglais seulement)

Statistique Canada 2015. Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC) 2015 - Fichier partagé. Ottawa (Ont.),Canada. Estimations générées à l’aide de SAS 9.3 [GRID] à SAS EG 5.1.

Stephensen E, Adolfsson-Erici M, Hulander M, Parkkonen J, Förlin L. 2005. Rubber additives induce oxidative stress in rainbow trout. Aquat Toxicol. 75(2):126-143. (disponible en anglais seulement)

Stinckens E, Vergauwen L, Schroeder AL, Maho W, Blackwell BR, Witters H, Blust R, Ankley GT, Covaci A, Villeneuve DL, Knapen D. 2016. Impaired anterior swim bladder inflation following exposure to the thyroid peroxidase inhibitor 2-mercaptobenzothiazole part II: Zebrafish. Aquat Toxicol. 173:204-217. (disponible en anglais seulement)

[TaPL3] Long Range Transport and Persistence Level III Model. 2003. Ver. 3.00. Peterborough (ON): Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. (disponible en anglais seulement)

[TEST] Toxicity Estimation Software Tool. 2016. Ver. 4.21. Washington (DC): US Environmental Protection Agency. (disponible en anglais seulement)

Tietge JE, Degitz SJ, Haselman JT, Butterworth BC, Korte JJ, Kosian PA, Lindberg-Livingston AJ, Burgess EM, Blackshear PE, Hornung MW. 2013. Inhibition of the thyroid hormone pathway in Xenopus laevis by 2-mercaptobenzothiazole. Aquat Toxicol. 126:128-136. (disponible en anglais seulement)

Unice KM, Bare JL, Kreider ML, Panko JM. 2015. Experimental methodology for assessing the environmental fate of organic chemicals in polymer matrices using column leaching studies and OECD 308 water/sediment systems: Application to tire and road wear particles. Sci Total Environ. 533:476-487. (disponible en anglais seulement)

[UE] Union européenne. 2008. Règlement (CE) n^o 1272/2008 du Parlement européen et du Conseil du 16 décembre 2008 relatif à la classification, à l’étiquetage et à l’emballage des substances et des mélanges, modifiant et abrogeant les directives 67/548/CEE et 1999/45/CE et modifiant le règlement (CE) n^o 1907/2006. Journal officiel de l’Union européenne L 353 : 1-1355. 

[US EPA] US Environmental Protection Agency. 2009. Screening-Level Hazard, sponsored chemicals: phenolic benzotriazoles category. Washington (DC): US EPA. 20pp. (disponible en anglais seulement)

[US EPA] US Environmental Protection Agency. 2010. Screening-level hazard characterization of high production volume chemicals: Benzothiazole and morpholine-based thiazoles category. Hazard Characterization Document. Washington (DC): US EPA. 45 pp. (disponible en anglais seulement)

[US NTP] U.S. National Toxicology Program, U.S. Department of Health and Human Services. 2011. Chemical information review document for phenolic benzotriazoles. Supporting Nomination for Toxicological Evaluation by the National Toxicology Program. (disponible en anglais seulement)

Valcárcel Y, Valdehíta A, Becerra E, de Alda ML, Gil A, Gorga M, Navas J M. 2018. Determining the presence of chemicals with suspected endocrine activity in drinking water from the Madrid region (Spain) and assessment of their estrogenic, androgenic and thyroidal activities. Chemosphere. 201:388-398. (disponible en anglais seulement)

Valls-Cantenys C, Scheurer M, Iglesias M, Sacher F, Brauch HJ, Salvadó V. 2016. A sensitive multi-residue method for the determination of 35 micropollutants including pharmaceuticals, iodinated contrast media and pesticides in water. Anal Bioanal Chem. 408(22):6189-6200. (disponible en anglais seulement)

Van Leerdam JA, Hogenboom AC, van der Kooi MM, de Voogt P. 2009. Determination of polar 1H-benzotriazoles and benzothiazoles in water by solid-phase extraction and liquid chromatography LTQ FT Orbitrap mass spectrometry. Int J Mass Spectrom. 282(3):99-107. (disponible en anglais seulement)

Versar. 1986. Standard scenarios for estimating exposure to chemical substances during use of consumer products. Prepared for U.S.EPA Office of Toxic Substances Exposure Evaluation Division. (disponible en anglais seulement)

Vetter W, Lorenz J. 2013. Determination of benzotriazoles in dishwasher tabs from Germany and estimation of the discharge into German waters. Environ Sci Pollut Res. 20(7):4435-40. (disponible en anglais seulement)

Vimalkumar K, Arun E, Krishna-Kuma S, Poopal RK, Nikhil NP, Subramanian A, Babu-Rajendran R. 2018. Occurrence of triclocarban and benzotriazole ultraviolet stabilizers in water, sediment, and fish from Indian rivers. Sci Total Environ. 625:1351-1360. (disponible en anglais seulement)

Voutsa D, Hartmann P, Schaffner C, Giger W. 2006. Benzotriazoles, alkylphenols and bisphenol A in municipal wastewaters and in the Glatt River, Switzerland. Environ Sci Pollut Res. 13(5):333-341. (disponible en anglais seulement)

Wang L, Asimakopoulos AG, Moon HB, Nakata H, Kannan K. 2013. Benzotriazole, benzothiazole, and benzophenone compounds in indoor dust from the United States and East Asian countries. Environ Sci Technol. 47(9):4752-4759. (disponible en anglais seulement)

Wang L, Zhang J, Sun H, Zhou Q. 2016. Widespread occurrence of benzotriazoles and benzothiazoles in tap water: influencing factors and contribution to human exposure. Environ Sci Technol. 50(5):2709-2717. (disponible en anglais seulement)

[WATERNT] Water Solubility Program [estimation model]. 2010. Ver. 1.01. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Weiss S, Reemtsma T. 2005. Determination of benzotriazole corrosion inhibitors from aqueous environmental samples by liquid chromatography-electrospray ionization-tandem mass spectrometry. Anal Chem. 77(22):7415-7420. (disponible en anglais seulement)

Whittaker MH, Gebhart AM, Miller TC,Hammer F. 2004. Human health risk assessment of 2-mercaptobenzothiazole in drinking water. Toxicol Ind Health. 20:149-163. (disponible en anglais seulement)

Wolschke H, Xie, Z, Möller A, Sturm R,Ebinghaus R. (2011). Occurrence, distribution and fluxes of benzotriazoles along the German large river basins into the North Sea. Water Res. 45(18):6259-6266. (disponible en anglais seulement)

[WSKOWWIN] Water Solubility Program [estimation model]. 2010. Ver. 1.42. Washington (DC): US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. (disponible en anglais seulement)

Xue J, Wan Y, Kannan K. 2017. Occurrence of benzotriazoles (BTRs) in indoor air from Albany, New York, USA, and its implications for inhalation exposure. Toxicol Environ Chem. 99(3):402-14. (disponible en anglais seulement)

Yoo J, Graf TA, Kuruvilla DJ, D’Mello SR, Salem AK, Bowden NB. 2013. New biodegradable polymers based on previously unknown functional groups for drug and gene delivery. In: TechConnect Briefs. Technical proceedings from nanotech conference and expo 2013, Volume 1: Advanced materials, CNTs, particles, films and composites. p. 577-580. (disponible en anglais seulement)

Zarfl C, Scheringer M, Matthies M. 2011. Screening criteria for long-range transport potential of organic substances in water. Environ Sci Technol. 45(23):10075-10081. (disponible en anglais seulement)

Zeng F, Sherry JP, Bols NC. 2016. Evaluating the toxic potential of benzothiazoles with the rainbow trout cell lines RTgill-W1 and RTL-W1. Chemosphere 155:308-318. (disponible en anglais seulement)

Zhang Z, Ren N, Li YF, Kunisue T, Gao D, Kannan K. 2011. Determination of benzotriazole and benzophenone UV filters in sediment and sewage sludge. Environ Sci Technol. 45(9):3909-3916. (disponible en anglais seulement)

Zhou Y, Liu H, Li J, Xu S, Li Y, Zhao H, Jin H, Liu W, Chung AC, Hong Y, Sun X. 2018. Profiles, variability, and predictors of urinary benzotriazoles and benzothiazoles in pregnant women from Wuhan, China. Environ Int. 1279-1288. (disponible en anglais seulement)

Annexe A. Méthode de la lecture croisée pour l’évaluation des effets des benzotriazoles et des benzothiazoles sur la santé humaine

Abréviations : LC = lecture croisée; AC = aberrations chromosomiques.
^a Sauf indication contraire, les données sont tirées de l’ECHA (2017), de l’EPI Suite (c2000-2012) ou de sections précédentes du présent rapport.
^b Les données présentées dans ce tableau servent à combler les lacunes dans les données pour les substances pour lesquelles il y a peu de données. Ce tableau est présenté pour permettre la comparaison des données disponibles pour chaque substance, par paramètre.
^c Comme il est indiqué dans l’évaluation préalable du BDTP (ECCC, SC 2016b).

Abréviations : LC = lecture croisée; AC = aberrations chromosomiques.
^a Sauf indication contraire, les données sont tirées de l’ECHA (2017), de l’EPI Suite (c2000-2012) ou de sections précédentes du présent rapport.
^b Les données présentées dans ce tableau servent à combler les lacunes dans les données pour les substances pour lesquelles il y a peu de données. Ce tableau est présenté pour permettre la comparaison des données disponibles pour chaque substance, par paramètre.

Abréviations : LC = lecture croisée; AC = aberrations chromosomiques.
^a Sauf indication contraire, les données sont tirées de l’ECHA (2017), de l’EPI Suite (c2000-2012) ou de sections précédentes du présent rapport.
^b Les données présentées dans ce tableau servent à combler les lacunes dans les données pour les substances pour lesquelles il y a peu de données. Ce tableau est présenté pour permettre la comparaison des données disponibles pour chaque substance, par paramètre.

Annexe B. Approche de classification du risque écologique (CRE) des substances organiques

La classification du risque écologique (CRE) des substances organiques est une approche basée sur le risque qui tient compte de plusieurs paramètres de mesure du danger et de l’exposition, s’appuyant sur l’évaluation pondérée de plusieurs sources de données pour déterminer une classification du risque. Elle combine les divers éléments de preuve pour différentier les substances plus ou moins dangereuses et celles présentant un potentiel d’exposition plus ou moins élevé dans divers milieux. Cette approche permet de réduire l’incertitude associée à la caractérisation des risques, contrairement à une approche qui serait basée sur un seul paramètre mesuré dans un seul milieu (p. ex., CL₅₀). L’approche, décrite en détail dans ECCC (2016), est résumée ci-dessous.

Les données sur les propriétés physico-chimiques, le devenir (demi-vies chimiques dans divers milieux et biotes, coefficients de partage et bioconcentration dans les poissons), l’écotoxicité aiguë pour les poissons et les volumes de produits chimiques importés et fabriqués au Canada proviennent de publications scientifiques, de bases de données empiriques accessibles (p. ex., la boîte à outils QSAR de l’OCDE, 2016), et des réponses aux enquêtes menées conformément à l’article 71 de la LCPE, ou ont été produites par le choix de certaines relations (quantitatives) structure-activité (QSAR) ou par modélisation devenir du bilan massique ou de la bioaccumulation. Ces données ont été utilisées comme intrants dans d’autres modèles de bilan massique ou pour compléter les profils de danger et d’exposition des substances.

Les profils de danger reposent principalement sur les paramètres suivants : le mode d’action toxique, la réactivité chimique, les seuils de toxicité interne dans le réseau trophique, la biodisponibilité et l’activité chimique et biologique. Les profils d’exposition sont également fondés sur de nombreux paramètres, dont les taux d’émission potentiels, la persistance globale et le potentiel de transport à grande distance. On a comparé les profils de danger et d’exposition aux critères de décision afin de classer les potentiels de danger d’exposition de chaque substance organique selon trois niveaux : faible, moyen ou élevé. Des règles supplémentaires ont été appliquées (p. ex., cohérence de la classification, marge d’exposition) pour améliorer les classifications préliminaires de danger et d’exposition.

Une matrice de risques a été utilisée pour classer le risque associé à chaque substance comme étant faible, modéré ou élevé, suivant la classification du danger et de l’exposition. Les classifications du risque obtenues par l’approche de la CRE ont fait l’objet d’une vérification en deux étapes. La première étape consistait à modifier à la baisse la classification du risque (qui passe du niveau modéré ou élevé à faible) des substances présentant une faible estimation du taux d’émission dans l’eau après le traitement des eaux usées, ce qui représente un faible risque d’exposition. La deuxième étape consistait à revoir les résultats de classification faibles à la lumière de scénarios de risque relativement prudents à l’échelle locale (c.-à-d. dans la zone à proximité du point de rejet) conçus pour protéger l’environnement, afin de déterminer si la classification du risque devrait être reclassée à un niveau supérieur.

La CRE est basée sur une approche pondérée afin de réduire au minimum le potentiel d’une surclassification ou d’une sous-classification du danger, de l’exposition et du risque subséquent. ECCC (2016) présente en détail les démarches équilibrées du traitement des incertitudes. Voici une description de deux des domaines d’incertitude les plus importants. Les erreurs dans les valeurs de toxicité aiguë empiriques ou modélisées pourraient conduire à des changements du classement du risque, en particulier en ce qui a trait aux paramètres reposant sur des valeurs de résidus dans les tissus (c.-à-d. le mode d’action toxique), dont bon nombre sont des valeurs prévues à partir de modèles QSAR. Cependant, la conséquence de cette erreur est atténuée par le fait que la surestimation de la létalité médiane donnera, pour les résidus dans les tissus, une valeur prudente (protectrice) utilisée dans l’analyse des résidus corporels critiques (RCC). L’erreur due à une sous-estimation de la toxicité aiguë sera atténuée grâce à l’utilisation d’autres paramètres de danger tels que le profil structurel du mode d’action, la réactivité ou l’affinité de liaison à l’estrogène. Toute modification ou erreur dans les quantités d’une substance chimique peut modifier le classement de l’exposition, puisque la classification de l’exposition et du risque est extrêmement sensible au taux d’émission et à la quantité utilisée. Les classifications obtenues au moyen de la CRE reflètent donc l’exposition et le risque au Canada, compte tenu des quantités vraisemblablement utilisées à l’heure actuelle, mais pourraient ne pas rendre compte des tendances futures.

Annexe C. Estimation de l’exposition humaine aux substances du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles

Les estimations de l’exposition aux produits de consommation ont été établies sur la base des poids corporels par défaut, c’est‑à‑dire 7,5 kg pour un nourrisson, 15,5 kg pour un tout‑petit, 31,0 kg pour un enfant, 59,4 kg pour un adolescent, 70,9 kg pour un adulte et 72,0 kg pour une personne âgée (Santé Canada 1998), et des profils d’emploi prévus. Les valeurs de la masse moléculaire et de la pression de vapeur ont été utilisées pour générer des estimations de l’inhalation. Une valeur prudente d’absorption cutanée de 100 % est présumée.

Dose journalière moyenne pour la durée de la vie (DJMDV) et facteurs d’ajustement en fonction de l’âge (FAFA)

La DJMDV a été calculée afin d’estimer le risque de cancer dû à l’exposition quotidienne au MBT, au MBTS, au SMBT, au DCBS et au CBS par les milieux naturels, les aliments, les granulés de caoutchouc et les sucettes de bébé. Les hypothèses et l’équation sont fournies ci‑dessous (Santé Canada 2013) :

EGQ : exposition générale quotidienne

Durée moyenne de la vie (DMV) : 80 ans

Durée du groupe d’âge (DGA) : 0,5 an pour les nourrissons (0 à 6 mois), 4,5 ans pour les tout-petits (0,5 à 4 ans), 7 ans pour les enfants (5 à 11 ans), 8 ans pour les adolescents (12 à 19 ans) et 60 ans pour les adultes (20 ans et plus) (Santé Canada 1998)

DJMDV = [(EGQ_nourrissons × DGA_nourrissons) + (EGQ_tout-petits × DGA_tout-petits) + (EGQ_enfants × DGA_enfants) + (EGQ_adolescents × DGA_adolescents) + (EGQ_adultes × DGA_adultes)] / [DMV]

Les facteurs d’ajustement dépendants de l’âge, ci‑dessous, ont été appliqués aux estimations de l’exposition en vue de déterminer le risque de cancer pour chaque groupe d’âge :

10 pour les nourrissons (0 à 6 mois), 5 pour les tout-petits (0,5 à 4 ans), 3 pour les enfants (5 à 11 ans), 2 pour les adolescents (12 à 19 ans) et 1 pour les adultes (20 ans et plus) (Santé Canada 2013).

^a Le produit en question (FDS 2017) ne semble pas être commercialisé auprès des enfants. Cependant, par prudence, il n’a pas été possible d’exclure une utilisation non ciblée par les tout-petits.
^b L’exposition ponctuelle est représentative des scénarios potentiels qui pourraient se produire en une journée (p. ex., les tout-petits dessinant sur leur peau ou mettant un stylo dans la bouche), mais qui ne devraient pas nécessairement se produire chaque jour. En raison de cette différence, les estimations de l’exposition ponctuelle sont plus élevées que les estimations de l’exposition quotidienne.
^c Selon l’ACMI, une personne peut être exposée à une ligne d’encre d’environ 25 cm par jour, par contact avec la peau ou par la bouche.
^d Poids des sucettes pour bébé obtenu par examen du poids des produits, d’après les étiquettes des produits.

Annexe D. Estimations de l’absorption quotidienne par groupe d’âge au sein de la population générale du Canada

Hypothèses formulées pour différents groupes d’âge au sein de la population générale du Canada :

• 0–6 mois : Nourrissons – poids de 7,5 kg, volume inhalé de 2,1 m³ d’air par jour, consommation de 0,8 L d’eau par jour (nourris au lait maternisé) ou de 0,3 L/jour (non nourris au lait maternisé), respectivement (Santé Canada 1998).
  • Pour les nourrissons nourris au lait maternel :
    Consommation : 0,742 L de lait maternel par jour (Santé Canada 1998), et on présume que le lait maternel est la seule source d’alimentation
    Ajustement pour lipides : 4 % de lipides (concentration moyenne de lipides dans le lait maternel)
    Masse volumique : 1,03 g/ml (masse volumique du lait maternel)
    Exposition orale par le lait maternel = concentration (ng/g lait maternisé) × consommation × ajustement pour lipides × masse volumique / poids corporel × conversion d’unité
• 0,5–4 ans : Tout‑petits – poids de 15,5 kg, volume inhalé de 9,3 m³ d’air par jour, consommation de 0,7 L d’eau par jour (Santé Canada 1998).
• 5–11 ans : Enfants – poids de 31,0 kg, volume inhalé de 14,5 m³ d’air par jour, consommation de 1,1 L d’eau par jour (Santé Canada 1998).
• 12–19 ans : Adolescents – poids de 59,4 kg, volume inhalé de 15,8 m³ d’air par jour, consommation de 1,2 L d’eau par jour (Santé Canada 1998).
• 20–59 ans : Adultes – poids de 70,9 kg, volume inhalé de 16,2 m³ d’air par jour, consommation de 1,5 L d’eau par jour (Santé Canada 1998).
• 60 ans et plus : Personnes âgées – poids de 72,0 kg, volume inhalé de 14,3 m³ d’air par jour, consommation de 1,6 L d’eau par jour (Santé Canada 1998).

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Abréviations : S.O. = sans objet.

Annexe E. Concentrations mesurées des substances du sous-groupe des benzotriazoles dans l’eau

Abbreviation: NR = valeur non rapportée.

Abréviations : NR = valeur non rapportée; LD = limite de détection; LQ = limite de quantification; ND = valeur non détectée.

Abréviations : NR = valeur non rapportée.

Annexe F. Exposition par voie alimentaire aux substances du groupe des benzotriazoles et des benzothiazoles

Toutes les données disponibles sur les concentrations de benzothiazoles et de benzotriazoles signalées dans le poisson et les fruits de mer ont été prises en compte pour l’évaluation de l’exposition par voie alimentaire. Les échantillons qui n’étaient pas susceptibles d’être représentatifs des concentrations de fond en raison de leur collecte en aval des sources de pollution prévues (par exemple, les zones urbaines, les sites industriels), et qui ne seraient donc probablement pas représentatifs du contexte canadien, ont été exclus. Les concentrations rapportées sur la base des lipides ou du poids sec ont été converties en poids humide en utilisant la teneur en lipides ou en humidité telle que rapportée dans les études ou, en l’absence de ces données, à partir d’espèces de poissons et de fruits de mer comparables incluses dans le Fichier canadien sur les éléments nutritifs (FCEN 2015). Parmi les autres données disponibles sur leur occurrence, on a présumé, de manière prudente, que la concentration maximale trouvée pour chaque benzothiazole et composé de benzotriazole dans les tissus comestibles du poisson ou des fruits de mer représentait la concentration dans tous les poissons et fruits de mer consommés par les Canadiens. Les concentrations de chaque benzotriazole et benzothiazole pour lesquelles on a estimé l’exposition alimentaire au poisson et aux fruits de mer sont résumées dans le tableau F-1.

^a Espèces de poissons non indiquées.

Annexe G. Informations additionnelles sur l’hydrolyse des substances du sous‑groupe des benzothiazoles

Les sulfénamides ont une liaison S-N très labile qui peut être homolysée et clivée, relativement facilement (Koval 1996). En raison de la polarisation de la liaison ainsi que de la capacité de S et N à être des centres actifs (pour l’attaque électrophile et nucléophile, respectivement), les sulfénamides peuvent être oxydés à l’un ou l’autre des centres actifs et la liaison peut également être clivée par réduction (Craine et Raban 1989). Les sulfénamides purs dérivés d’amines primaires (CBS, TBBS) sont plus sensibles à l’hydrolyse que les sulfénamides qui sont dérivés d’amines secondaires (DCBS) (Luecken et Sullivan 1980).

Selon Orwig (1971), l’hydrolyse des sulfénamides se produit facilement dans les solutions aqueuses ou éthérées en présence d’acides, mais dans les solutions alcalines la liaison S-N est plus stable à l’hydrolyse. Ceci est également confirmé par les données de Yoo et al. (2013) qui indiquent que l’hydrolyse se produit en quelques minutes dans les conditions acides et en quelques heures dans des conditions neutres.

L’approche adoptée pour cette évaluation écologique correspond aux données mentionnées ci‑dessous. Le Rapport d’évaluation initiale de l’OCDE pour le TBBS cite une étude du METI (2000) dans laquelle le TBBS subit une dégradation abiotique rapide par hydrolyse à un pH inférieur ou égal à 7 (OCDE 2003). Selon d’autres informations, le TBBS s’hydrolyse rapidement en MBT avec une demi‑vie de 7,76 à 9,53 heures dans l’eau à un pH de 7 et à 25 °C (ECHA c2007-2019). Le rapport d’évaluation initiale de l’OCDE pour le DCBS cite une étude du CERI (2001) dans laquelle le produit chimique a été hydrolysé dans l’eau à 25 °C avec des demi‑vies de 4,92 jours à un pH de 4,0, de 18,6 jours à un pH de 7,0 et de 112 jours à un pH de 9,0 (OCDE 2009c). Cela confirme les données rapportées par Orwig (1971) et Yoo et al. (2013) concernant la dépendance au pH de l’hydrolyse des sulfénamides. Dans un rapport d’évaluation du DCBS publié par l’Union européenne, on a recalculé les demi‑vies à partir d’une étude soumise par l’industrie, et qui donnait des demi‑vies moyennes de 77 heures à un pH de 4, de 81,5 heures à un pH de 7, et de 58 heures à un pH de 9 (CE 2018). Dans ce rapport, on reconnaît que même si l’hydrolyse se produit, les taux ne sont pas assez rapides pour empêcher l’adsorption du DCBS sur les matières en suspension. Dans le pire des cas, on présume, aux fins des scénarios d’exposition écologique de la présente évaluation, que l’hydrolyse en MBT se produira avant que les composés d’origine ne soient adsorbés sur les matières en suspension.

Une étude d’Unice et al. (2015) confirme que le MBT est un produit de transformation du CBS. Dans une étude de Hansson et Agrup (1993) citée dans EU RAR (2008), le CBS a montré une instabilité dans la solution tampon à un pH de 6,5. Toutefois, l’hydrolyse en MBTS et en MBT a été lente jusqu’à l’ajout d’un agent réducteur, tel que le glutathion ou la cystéine. Après l’ajout de glutathion, tout le CBS avait disparu en une heure et seul le MBT était présent, ce qui confirme le clivage réducteur indiqué par Craine et Raban (1989). Une étude de Monsanto décrite par l’ECHA (c2007-2019) et les données présentées dans ChemRisk LLC (2010) montrent également une hydrolyse complète du CBS après 24,9 heures. Toutefois, les produits d’hydrolyse les plus abondants étaient le benzothiazole et le 2-benzothiazolone, plutôt que le MBT. Nous avons pris en compte l’incertitude concernant les taux d’hydrolyse du CBS et des produits qui en découlent aux fins des scénarios d’exposition écologique en supposant que seulement 50 % du CBS s’hydrolyse en MBT.

Contrairement aux autres composés d’origine, le MBTS contient une liaison disulfure, qui pour être clivée, devra se trouver dans un environnement réducteur. Les conditions environnementales varient entre l’oxydation et l’anoxie, les conditions anoxiques (p. ex., celles que l’on trouve dans les sédiments profonds) créant un environnement fortement réducteur (Søndergaard 2009). Par conséquent, le clivage des liaisons disulfure peut se produire dans ces conditions. En outre, les résultats d’une étude de Monsanto (1980), cités dans EU RAR (2008), indique que dans des conditions environnementales, le MBTS en solution aqueuse est hydrolysé en quelques jours. Sur la base de ces renseignements, on suppose, aux fins de la présente évaluation, que le MBTS sera réduit en MBT.

Outre les substances du sous-groupe des benzothiazoles, une liste d’autres précurseurs potentiels du MBT figurant sur la Liste intérieure des substances a été établie (voir l’annexe I), et comprend 14 substances susceptibles de contribuer aux rejets de MBT. Trois substances comprennent le groupement MBT lié par une liaison sulfénamide et peuvent produire du MBT en raison de la labilité de la liaison (Koval 1996). Ces substances comprennent les n^os CAS 95-29-4, 102-77-2 et 3741-80-8. Les cinq substances suivantes sont des sels que le MBT forme avec des amines (n^os CAS 38456-45-0, 65605-47-2, 65605-48-3, 68911-68-2, 117920-00-0). On s’attend donc à ce que le MBT soit biodisponible lorsque ces substances se dissocient dans l’eau. Trois autres précurseurs du MBT comprennent les sels que le MBT forme avec le zinc, le potassium et le cuivre (n^os CAS 155-04-4, 7778-70-3, 32510-27-3), et qui devraient se dissocier pour donner du MBT. Il existe également deux substances contenant le groupement MBT (n^os CAS 95-32-9, 22405-83-0) qui peuvent produire du MBT par l’hydrolyse d’une liaison disulfure, ce qui peut se survenir dans des conditions environnementales réductrices (Søndergaard 2009). Un autre précurseur du MBT est le n^o CAS 21564-17-0, dont le MBT est le principal produit d’hydrolyse (Brownlee et al. 1992; Reemsta et al. 1995; Rodriguez et al. 2004).

Annexe H. Données additionnelles sur les effets écologiques

Abréviations : CSEO = concentration sans effet observé; CL_x = concentration létale pour x% de la population; CE_x = concentration avec effet pour x% de la population; hpf = heures post-fertilisation.

Abréviations : CSEO = concentration sans effet observé.
^a Communication personnelle; données de recherche non publiées sur le benzothiazole fournies par la Division de la recherche sur les contaminants aquatiques, ECCC, à la Division de l’évaluation écologique, ECCC, avril 2018; sans référence.

Annexe I. Liste non exhaustive des substances qui sont des précurseurs du 2-mercaptobenzothiazole (MBT)

Six substances du sous‑groupe des benzothiazoles ont été jugées prioritaires en vue de mesures ultérieures au cours de la phase de catégorisation. Étant donné que l’évaluation préalable porte sur un groupement préoccupant commun (MBT), toutes les substances figurant sur la Liste intérieure des substances (LIS) qui comprennent le groupement MBT ont ensuite été évaluées pour déterminer si elles pouvaient être des précurseurs du MBT. Quatorze substances ont été considérées comme des précurseurs potentiels, en plus de celles du sous‑groupe des benzothiazoles, et elles sont énumérées dans le tableau I-1. Cette conclusion est basée sur le groupement MBT. Les autres composants de ces substances peuvent ou non être préoccupants.

Par conséquent, le MBT et ses précurseurs (c.‑à‑d. les six substances du sous‑groupe des benzothiazoles et les 14 précurseurs potentiels énumérés dans le tableau I-1) comprennent le MBT, ses sels et les composés contenant du MBT liés à tout groupement chimique par des liaisons disulfure ou sulfénamide ou liés au thiocyanate de méthyle.