Évaluation préalable pour le Défi concernant

l'Hydrazine

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
302-01-2

Environnement Canada
Santé Canada

Janvier 2011

(Version PDF - 586 Ko)

Table des matières

• Sommaire
• Introduction
• Identité de la substance
• Propriétés physiques et chimiques
• Sources
• Utilisations
• Rejets dans l'environnement
• Devenir dans l'environnement
• Persistance et potentiel de bioaccumulation
• Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
• Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
• Conclusion
• Références
• Annexe 1 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption journalière d'hydrazine dans la population canadienne
• Annexe 2 : Résumé de l'information sur les effets de l'hydrazine sur la santé
• Annexe 3 : Étude de Ou et Street (1987a)
• Annexe 4 : Sommaire de rigueur d'études

Sommaire

Les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l'hydrazine, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (CAS)^[*] est 302-01-2. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure des substances dans la cadre de l’initiative du Défi du Plan de gestion des produits chimiques. On a déterminé que l'hydrazine constitue une priorité élevée, parce qu’on estime qu’elle présente un risque d’exposition intermédiaire à la population canadienne et qu’elle est inscrite sur une liste de produits cancérogènes par d'autres organismes. Cette substance ne répond pas aux critères environnementaux de la catégorisation écologique relatifs à la persistance et à la bioaccumulation, mais elle répond à ceux de la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

La plus grande quantité de l'hydrazine est importée au Canada dans des solutions aqueuses, forme sous laquelle on trouve habituellement le produit sur le marché. Dans les solutions aqueuses, la totalité de l'hydrazine est toujours présente sous forme d'hydrate. Cette espèce chimique comporte une molécule d'eau faiblement attachée à un atome d'azote électronégatif par une liaison hydrogène faible. On ne considère pas que la forme hydratée est chimiquement différente de la substance anhydre, mais qu'elle correspond à un mélange de la substance avec de l'eau. Par conséquent, dans la présente évaluation, on considère que l'hydrazine et l'hydrate d'hydrazine sont effectivement la même substance. Seules des différences mineures dans les propriétés physiques et chimiques sont observées entre ces deux formes en raison de l'association de l'hydrazine et de l'eau sous la forme hydratée.

Selon les renseignements soumis en application de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], aucune entreprise au Canada n'a fabriqué d'hydrazine au cours de l'année civile 2006 en une quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg. Cependant, on a déclaré que 10 000 à 100 000 kg d'hydrazine ont été importés en 2006. La substance est principalement utilisée comme inhibiteur de corrosion dans l'eau des chaudières utilisées dans les centrales électriques. Des rejets d'hydrazine dans l'environnement provenant de ces sources se produisent. Toutefois, on s'attend à ce que l'exposition de la population générale au Canada soit faible.

En s'appuyant principalement sur des évaluations reposant sur le poids de la preuve qui sont réalisées par des organismes internationaux ou d'autres organismes nationaux, la cancérogénicité représente un effet critique de l'hydrazine pour la caractérisation des risques pour la santé humaine. Une augmentation du nombre de tumeurs des bronches a été observée chez les rats mâles et femelles ainsi qu'une augmentation du nombre de tumeurs de la thyroïde chez les rats mâles. Des tumeurs nasales ont été observées chez les hamsters exposés par inhalation. Une augmentation du nombre de tumeurs pulmonaires a été observée chez les souris mâles et femelles après une exposition orale. Une génotoxicité a été observée lors d'essais in vivo et in vitro portant sur l'hydrazine. À partir des tumeurs observées dans plusieurs organes chez les rongeurs de laboratoire pour lesquels les modes d'induction n'ont pas été totalement élucidés, on ne peut exclure la possibilité que l'hydrazine provoque des tumeurs par un mode d'action impliquant une interaction directe avec le matériel génétique.

Les effets observés sur le système respiratoire et les effets systémiques observés sur plusieurs organes de rats mâles ont été notés à la suite d'une exposition par inhalation dans le cadre d'études à doses répétées. À l'exception d'une hausse du taux de mortalité, aucun autre effet n'a été observé à la suite d'une exposition orale dans le cadre d'études à doses répétées. Une augmentation de la prolifération des voies biliaires a été observée chez les rats mâles exposés à l'hydrate d'hydrazine. Les marges d'exposition (ME) ont été calculées pour les expositions orales et par inhalation et ces marges ont été jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans l'ensemble de données relatif à l'exposition et aux effets sur la santé pour les effets non cancéreux. Cependant, compte tenu de la génotoxicité et de la cancérogénicité observées et, par conséquent, des effets nocifs probables quel que soit le niveau d'exposition, on conclut que l'hydrazine pourrait pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer ou à pouvoir constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

L'hydrazine est hautement toxique pour les organismes aquatiques, mais ne répond pas aux critères de persistance ou de potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en vertu de la LCPE (1999). Étant donné qu'elle est surtout utilisée dans les installations de production d'énergie électrique, cette substance a tendance à être largement dispersée dans l'environnement canadien. L'Inventaire national des rejets de polluants indique que des quantités soutenues relativement élevées d'hydrazine ont été déversées dans l'environnement sur une période de six ans. Dans certains cas, les concentrations dans les eaux de surface près des centrales nucléaires et des centrales à combustibles fossiles partout au Canada, dont la valeur a été estimée à partir des concentrations mesurées et modélisées près d'un point de rejet d'effluents, égalent à peu près ou dépassent les concentrations estimées sans effet. D’après ces renseignements, on conclut que l'hydrazine pénètre dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions qui ont ou pourraient avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, mais qui ne constituent ou pourraient constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

Par conséquent, on conclut que l'hydrazine satisfait à un ou plusieurs des critères établis dans l'article 64 de la LCPE 1999.

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

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de catégorisation écologique énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

D'après l'information issue du processus de catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances. Ces substances comprennent celles qui :

• répondent à tous les critères de catégorisation écologique, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada;
• répondent aux critères de catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada(Canada, 2006), dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que l'hydrazine est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente un risque d'exposition intermédiaire et elle a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canadadu 20 juin 2009 (Canada, 2009a), parallèlement au profil de cette substance. Le profil présentait les données techniques publiées avant décembre 2005 et sur lesquelles reposait sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même s'il a été jugé hautement prioritaire d'évaluer les risques que présente l'hydrazine pour la santé humaine, cette substance ne répond pas aux critères de catégorisation écologique pour la persistance et la bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, mais elle répond aux critères de toxicité pour les organismes aquatiques.

Les évaluations préalables, aux termes de la LCPE (1999), mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères énoncés à l'article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à étudier les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence^[2].

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en octobre 2010 pour ce qui concerne les sections du document sur les aspects humains et écologiques). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Par ailleurs, il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine fait intervenir des données utiles à l'évaluation de l'exposition de la population générale (exposition non professionnelle), de même que sur les dangers pour la santé (fondée principalement sur les évaluations d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve en vue de déterminer le caractère prioritaire de la substance). Dans le contexte d'une évaluation préalable, les décisions concernant la santé humaine prennent en compte la nature de l'effet critique retenu ou l'écart entre les valeurs prudentes donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, compte tenu de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets. L'évaluation préalable n'est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire de l'information la plus importante afin d'appuyer la conclusion.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères.

Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs et d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques, tels que Chris Bevans, Ph. D. (CJB Consulting), Bernard Gadagbui, Ph. D. (Toxicology Excellence for Risk Assessment) et Donna Vorhees, Ph. D. (Science Collaborative). Par ailleurs, une ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Les méthodes utilisées dans les évaluations préalables du Défi ont été examinées par un Groupe consultatif du Défi indépendant.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est appelée « hydrazine ». L'identité de l'hydrazine est présentée dans le tableau 1a. La plupart des répondants à l'enquête émise en vertu de l'article 71 (Environnement Canada, 2009) ont importé de l'hydrazine sous forme de solutions aqueuses (concentration qui se situe aux environs de 35 % en poids), la forme sous laquelle on trouve habituellement le produit sur le marché. Mohr et Audrieth (1949) ont déterminé que les mélanges hydrazine-eau sont composés d'hydrazine monohydrate (hydrazine hydrate). Ils mentionnent également l'existence de deux autres formes chimiques de l'hydrazine, mais il est communément admis que, dans les solutions aqueuses commerciales, la totalité de l'hydrazine est présente sous forme d'hydrate (Arch Chemicals Inc., 2009). Dans la forme hydratée, une molécule d'eau est faiblement attachée à un atome d'azote électronégatif par une liaison hydrogène faible (Huheey, 1978). On considère que la forme hydratée n'est pas chimiquement différente de la substance anhydre, mais qu'elle représente un mélange de la substance avec de l'eau. Par conséquent, dans la présente évaluation, on considère que l'hydrazine et l'hydrate d'hydrazine sont effectivement la même substance (deux n^os CAS - se reporter au tableau 1b). On constate toutefois des différences mineures dans les propriétés physiques et chimiques en raison de l'association de l'hydrazine et de l'eau sous la forme hydratée et dont découle, par exemple, un point de fusion différent (tableau 2). Ces deux formes d'hydrazine sont décrites dans la présente section ainsi que dans la section relative aux propriétés physiques et chimiques. Dans le reste du présent rapport, le terme hydrazine se réfère tant à la forme anhydre qu'à la forme hydratée de la substance. On trouve également des sels d'hydrazine vendus sur une base commerciale (par exemple, le sulfate d'hydrazine), mais ils ne sont pas visés par la présente évaluation.

L'hydrazine et l'hydrazine hydrate présentent des conformations dans lesquelles un groupe NH₂ pivote à partir de la configuration trans (tableaux 1a et 1b). Les configurations tétraédriques vacantes sont occupées par des paires d'électrons célibataires qui sont à l'origine des caractères basiques et nucléophiles de ces molécules (Rothgery, 2004). Comme nous l'avons mentionné précédemment, l'hydrazine et la molécule d'eau sont liées par une liaison hydrogène (tableau 1b). Avec deux atomes d'azote actifs nucléophiles et quatre atomes d'hydrogène réactifs, l'hydrazine représente le produit de départ pour la production de nombreux dérivés chimiques (Rothgery, 2004).

Tableau 1a. Identité de la substance - Hydrazine

Tableau 1b. Identité de la substance - Hydrazine hydrate

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Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques de l'hydrazine et de l'hydrazine hydrate figurent au tableau 2. Les résultats du modèle basé sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) ne sont pas disponibles pour la plupart des composés inorganiques, y compris les présentes substances, car les composés inorganiques échappent à la plupart des domaines d'application des RQSA, et leurs structures ne sont pas compatibles avec les méthodes d'estimation de ces modèles. Le tableau 2 ne comprend donc aucune estimation basée sur les RQSA. Toutes les valeurs numériques du tableau 2 ont été obtenues de sources reconnues et crédibles à l'échelle internationale (comme des manuels de chimie, des bases de données révisées par des pairs). Seules les valeurs déterminées à des températures pertinentes sur le plan environnemental figurent à ce tableau.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de l'hydrazine et de l'hydrazine hydrate

D'après son pK_a, l'hydrazine est une base forte, bien que légèrement plus faible que l'ammoniac (équation 1). La seconde constante d'ionisation, pKa₂ (équation 2), est tellement faible que le cation N₂H₆²⁺ n'existe qu'à des pH extrêmement faibles (Rothgery, 2004). En raison de sa ressemblance importante avec l'hydrazine, l'hydrazine hydrate est également considérée comme une base forte (Isaacson et Hayes, 1984). En principe, la solubilité dans l'eau des substances présentant des propriétés acide-base varie en fonction du niveau de pH, mais ces renseignements ne sont pas disponibles pour les solubilités relevées ici. Cependant, on estime que la solubilité dans l'eau de l'hydrazine anhydre et de l'hydrazine hydratée sera importante, quel que soit le pH de la solution d'essai.

N₂H₄ + H₂O ® N₂H₅⁺ + OH^- [1]

N₂H₅⁺ + H₂O ® N₂H₆²⁺ + OH^- [2]

L'hydrazine est considérée comme un agent réducteur puissant dans les solutions basiques; l'équation 3 représente la demi-réaction de la molécule en tant qu'agent réducteur. Cette substance a un pouvoir de réduction beaucoup moins important dans un milieu acide, avec un E₀ (potentiel redox) diminuant de près de un volt (équation 4) (Rothgery, 2004).

N₂H₄ + 4 OH^-® N₂ + 4 H₂O + 4 e^- E₀ = +1,16 V [3]

N₂H₅⁺ ® N₂ + 5 H⁺ + 4 e^- E₀ = +0,23 V [4]

Les propriétés physiques et chimiques très semblables de l'hydrazine et de l'hydrazine hydrate reflètent l'équivalence de ces deux formes d'hydrazine. Cela étant dit, le faible point de fusion de l'hydrazine hydrate (tableau 2) correspond à une structure cristalline légèrement différente de celle de l'hydrazine anhydre. Plus précisément, le faible point de fusion de l'hydrate indique que ses cristaux sont tenus par des forces chimiques faibles, y compris des liaisons hydrogènes (Huheey, 1978).

En ce qui concerne la décomposition de l'hydrazine, Rothgery (2004) indique qu'elle est appréciable à des températures supérieures à 200 °C. En l'absence de catalyseurs, toujours selon le même auteur, l'hydrazine anhydre liquide peut être chauffée à plus de 200 °C sans décomposition appréciable. Dans un même ordre d'idée, Singer (1991) mentionne que l'hydrazine réagit très lentement à l'oxygène à des températures supérieures à 177 °C (350 °F). Au-delà de 232 °C (450 F), l'hydrazine se décompose rapidement en présence d'azote, d'hydrogène et d'ammoniac. Par conséquent, dépendant des températures atteintes à l'intérieur des chaudières des centrales thermiques, l'hydrazine utilisée peut subir une certaine décomposition.

Le principal avantage de l'hydrazine est sa capacité à réduire les formes oxydées du cuivre et du fer (Singer, 1991). Ainsi, l'oxyde de cuivre est réduit par l'hydrazine à des températures aussi faibles que 66 °C (150 °F), et la réduction du fer oxydé (Fe₃O₃) commence à 121 °C (250 °F). Les réactions de l'hydrazine dans les circuits d'alimentation et les chaudières sont les suivantes :

6 Fe₂O₃ + N₂H₄ ® 4 Fe₃O₄ + N₂ + 2 H₂O [5]

4 CuO + N₂H₄® 2 Cu₂O + N₂ + 2 H₂O [6]

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Sources

On considère que l'hydrazine est un produit naturel, même si la source principale de cette substance dans l'environnement est attribuée aux activités humaines (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007).

Les déclarations communiquées en réponse à un avis publié en application de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent que l'hydrazine n'a pas été fabriquée au Canada en une quantité dépassant le seuil de déclaration de 100 kg au cours de l'année 2006 (Environnement Canada, 2009). De 10 000 à 100 000 kg d'hydrazine ont été importés au Canada en 2006, principalement en solutions aqueuses, sa forme commerciale la plus commune (Environnement Canada, 2009).

En 1981, la production mondiale d'hydrazine était estimée à plus de 35 000 tonnes. Des capacités importantes de fabrication se trouvent aux États-Unis, en Allemagne, en France, au Japon et au Royaume-Uni (PISSC, 1991). Des données plus récentes ont permis d'estimer la production mondiale d'hydrazine à quelque 47 350 tonnes en 2004 (Rothgery, 2004).

On sait que l'hydrazine est naturellement présente dans l'algueAzotbacter agile conséquemment au phénomène de la fixation de l'azote (ATSDR, 1997), ainsi que dans les plants de tabac (Liu et al., 1974; PICCS, 1991; Choudhary et Hansen, 1998). L'hydrazine est présente dans la fumée du tabac à des niveaux qui indiquent qu'il s'agit également d'un produit de combustion du tabac (Liu et al., 1974; Dockery et Trichopoulos, 1997).

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Utilisations

Selon les renseignements présentés en application de l'article 71 de la LCPE (1999) et provenant d'autres sources, l'hydrazine n'est utilisée qu'à des fins industrielles (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007; Environnement Canada, 2009; HSDB, 2010). Aucun produit de consommation contenant de l'hydrazine comme ingrédient n'a été découvert. Lorsqu'elle est utilisée en tant que substance brute ou intermédiaire dans la formulation de produits de consommation, l'hydrazine peut être décelée dans ces derniers sous forme de résidus.

En 2006, d'après les réponses à un avis publié en application de l'article 71 de la LCPE (1999), de 10 000 à 100 000 kg d'hydrazine ont été utilisés à des fins industrielles au Canada, sans toutefois que la population canadienne y soit exposée (Environnement Canada, 2009). La même année, l'hydrazine était principalement utilisée au Canada en tant que désoxygénant ou inhibiteur de corrosion dans l'eau des chaudières des centrales électriques. Cette utilisation comptait pour 87 % des utilisations rendues publiques (Environnement Canada, 2009).

Au Canada et dans d'autres pays, l'hydrazine peut servir de matière première ou intermédiaire dans la production de pesticides et d'autres produits chimiques agricoles (Liu et al., 1974; Newsome, 1980; ATSDR, 1997), de produits pharmaceutiques (Lovering et al., 1982, 1985; Matsuiet al., 1983; ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen 1998), ainsi que dans la fabrication d'agents gonflants chimiques (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007). L'hydrazine a également été utilisée comme propergol liquide dans les astronefs, et comme combustible dans les générateurs de secours d'aéronefs militaires (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007, communication personnelle du Quartier général de la Défense nationale adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en avril 2009; source non citée).

L'hydrazine ne figure pas dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques (BDPP) de Santé Canada, la base de données interne des ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques (DPT), la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (BDIPSN), ni la Base de données des produits de santé naturels homologués (BDPSNH) en tant qu'ingrédient médicinal ou non médicinal ou en tant que substance présente dans les produits pharmaceutiques finals, les produits de santé naturels ou les médicaments vétérinaires commercialisés au Canada (BDPP, 2010; BDPSNH, 2010; BDIPSN, 2010; communication personnelle du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en février 2010; source non citée). Cependant, l'hydrazine peut être présente dans les produits pharmaceutiques sous forme de résidus, car elle est utilisée en tant que catalyseur ou en tant qu'intermédiaire dans la composition de ces produits (Matsui et al., 1983; ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007).

L'hydrazine est présente sous forme de résidus dans le polyvinyle pyrrolidone (PVP) et le copolymère de la vinylpyrrolidone ou de l'acétate de vinyle, la copovidone (Colonnese et Ianniello, 1989; CIR, 1998; ISP, 2007). Aucun renseignement sur les niveaux d'hydrazine dans d'autres polymères dérivés du PVP n'a été trouvé.

Au Canada, le PVP et la copovidone sont utilisés comme formulants dans les produits d'hygiène personnelle, les produits pharmaceutiques, les produits de santé naturels et les médicaments vétérinaires (BDIPSN, 2009; BDPP, 2010; communication personnelle du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques de Santé Canada en août 2009; source non citée; communication personnelle de la Direction des médicaments vétérinaires, Santé Canada, adressée au Bureau de gestion du risque, Santé Canada en mars 2010; source non citée). Le PVP et la copovidone figurent à la BDIPSN en tant qu'ingrédients non médicinaux acceptables des produits de santé naturels (BDIPSN, 2010). Le PVP présente un apport quotidien acceptable de 50 mg/kg de poids corporel (p.c.) par jour (BDIPSN, 2010). Lorsque le PVP et la copovidone sont utilisés comme ingrédients non médicinaux, les polymères agissent en tant qu'agents adhésifs, liants, délitants, filmogènes, antioxydants ou stabilisants (BDIPSN, 2010). Le PVP et la copovidone figurent à la BDPSNH et sont donc utilisés dans des produits de santé naturels autorisés actuellement vendus au Canada (BDPSNH, 2010). Par conséquent, l'hydrazine peut être présente dans les produits d'hygiène personnelle, les produits pharmaceutiques, les produits de santé naturels et les médicaments vétérinaires à des niveaux résiduels.

En vertu du titre 16 du Règlement sur les aliments et drogues (Canada, 2009), certaines utilisations du PVP en tant qu'additif alimentaire sont autorisées au Canada. Par conséquent, des quantités infimes d'hydrazine peuvent être présentes dans les aliments en raison de l'utilisation du PVP comme additif alimentaire (Canada, 2009b; communication personnelle du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en mars 2010; source non citée).

L'hydrazine a également été décelée en tant que résidu de fabrication d'un film laminé utilisé comme emballage alimentaire (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada en décembre 2009; source non citée) et en quantité infime (parties par milliard) ou inférieure dans 6 produits antiparasitaires homologués à des fins alimentaires (communication personnelle de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en février 2010; source non citée). Les produits antiparasitaires sont régis par l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) en vertu de laLoi sur les produits antiparasitaires.

L'hydrazine figure à la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques et son ajout intentionnel à des produits cosmétiques vendus au Canada n'est donc pas permis (Santé Canada, 2009b).

Historiquement, l'hydrazine était principalement utilisée en tant que propergol pour fusées. Aux États-Unis, 73 % de l'hydrazine était utilisée à cette fin en 1964. En 1982, le profil d'utilisation de cette substance s'était diversifié : 40 % de l'hydrazine était utilisée dans la fabrication de produits chimiques agricoles, 33 % dans la fabrication d'agents gonflants chimiques, 15 % dans le traitement de l'eau des chaudières (en tant qu'inhibiteur de corrosion), 5 % en tant que propergol pour fusées et 7 % pour d'autres utilisations (ATSDR, 1997).

Une évaluation japonaise de l'hydrazine a signalé que toute l'hydrazine anhydre produite au Japon était utilisée comme propergol pour fusées, alors que la totalité de l'hydrazine hydrate était principalement utilisée comme matière première à des fins industrielles. L'hydrazine hydrate était principalement utilisée au Japon dans la production d'agents gonflants chimiques (41 %), en tant qu'inhibiteur de corrosion dans le traitement de l'eau de chaudière (28 %), en tant que matière première pour la synthèse de produits chimiques (21 %), dans la fabrication de produits chimiques agricoles et de produits pharmaceutiques (respectivement 3 % et 1 %), et pour d'autres utilisations (6 %) (CERI, 2007).

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Rejets dans l'environnement

Les déclarations communiquées en réponse à un avis publié en application de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent qu'au cours de l'année 2006, 123 kg et 1 865 kg d'hydrazine ont été rejetés dans l'atmosphère et l'hydrosphère, respectivement. En plus des rejets d'hydrazine dans l'environnement, 1 076 kg de cette substance ont été transférés vers des installations pour déchets dangereux en vue de leur élimination en 2006 (Environnement Canada, 2009).

Les rejets d'hydrazine et de ses sels au Canada ont été déclarés à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) par 5 installations de 2004 à 2008, soit 3 centrales nucléaires, 1 fabricant de produits chimiques spécialisés et 1 fabricant de produits chimiques (INRP, 2008; tableau 3). La quasi-totalité des émissions dans l'air, l'eau et le sol était liée à l'exploitation de centrales nucléaires, dont on sait qu'elles rejettent de l'hydrazine (mais pas ses sels) dans l'environnement (Environnement Canada, 2009). Plus de 90 % de ces rejets avaient lieu dans l'eau. Les quantités éliminées ont principalement été transférées hors site en vue de leur incinération ou de leur traitement physique ou chimique.

Les données de l'INRP concordent avec le fait que les circuits d'eau de refroidissement des chaudières des installations de réacteurs nucléaires génèrent un effluent liquide qui contient de l'hydrazine et qui est rejeté dans l'environnement (Hirzel, 1998). De fait, l'eau des vapeurs provenant des condensateurs des centrales est partiellement éliminée et remplacée par de l'eau douce déminéralisée permettant de maintenir en permanence des concentrations de matières dissoutes à des niveaux faibles. Le procédé d'élimination de l'eau, que l'on appelle « purge », participe de l'effluent final des centrales, qui contient de l'hydrazine puisque cette substance est utilisé en excès stœchiométrique pour assurer la suppression de l'oxygène dissous provenant de l'eau d'appoint utilisée pour compenser la vapeur purgée (Collins, 2000, Environnement Canada, 2009, James, 1989). La fréquence de ces purges varie d'une installation à l'autre. Le même procédé est utilisé dans les centrales thermiques canadiennes qui sont alimentées aux combustibles fossiles et qui utilisent l'hydrazine dans leurs circuits d'alimentation des chaudières. Il s'agit de l'utilisation principale de l'hydrazine dans les centrales nucléaires et les centrales classiques. Toutefois, ces centrales utilisent également l'hydrazine, quoiqu'en quantité moindre, pour contrôler la corrosion et le pH dans divers systèmes, notamment dans l'eau des chaudières auxiliaires, dans le recyclage de l'eau de refroidissement, dans l'injection d'eau de refroidissement d'urgence et dans les chaudières de secours. En principe, ces autres systèmes peuvent également générer et rejeter des effluents liquides dans le milieu récepteur (Environnement Canada, 2009). De l'énergie nucléaire est produite au Nouveau-Brunswick, au Québec et en Ontario. On trouve des centrales à combustibles fossiles dans toutes les provinces, mais la production est la plus importante dans les provinces de l'Atlantique, en Ontario, en Saskatchewan et en Alberta (ACE, 2006).

Tableau 3. Données de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) concernant le rejet et l'élimination (en kg) de l'hydrazine et de ses sels, 2004 à 2008

Le combustible d'hydrazine utilisé dans les aéronefs peut être rejeté dans l'air et dans l'eau par suite de déversements accidentels sur des terrains d'aviation (MacNaughton et al., 1981). Au cours d'exercices d'entraînement internationaux, les pays alliés pilotant des avions F-16 peuvent utiliser et stocker de petites quantités de combustible d'hydrazine sur des bases des Forces canadiennes. Ces alliés sont responsables de la gestion du combustible et, en cas de déversement accidentel, des mesures d'intervention à mettre en œuvre.

L'hydrazine présent dans les composés pharmaceutiques à l'intention des êtres humains peut se retrouver dans les milieux aquatiques par l'entremise des réseaux de collecte et de traitement des eaux usées, d'une mauvaise élimination des médicaments non utilisés et, dans une moindre mesure, des déchets et des déversements liés à la production (Jones et al., 2004).

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Devenir dans l'environnement

La constante de dissociation acide (pK_a) de 7,96 pour le groupe fonctionnel acide indique que la moitié environ de l'hydrazine se trouvera sous sa forme neutre à un pH de 8), le reste se trouvant sous la forme de cations hydrazinium (N₂H₅⁺). Avec une constante de la loi de Henry de 6,2 × 10^-2 Pa·m³/mol, cette base neutre présente une faible volatilité dans les eaux à pH élevé. À l'inverse, la forme ionisée (ions hydrazinium) est principalement non volatile (Schwarzenbach et al., 2003) et domine dans les eaux légèrement acides (pH de 6 ou inférieur). Il s'ensuit donc que la répartition dans l'environnement de l'hydrazine dépend significativement du niveau de pH dans les eaux de surface. Des simulations pour la répartition dans l'environnement ont été effectuées au moyen du modèle de niveau III (modèle hors de l'équilibre et à l'état stable) au critère d'équilibre pour les produits chimiques de type I (Mackay et al., 1996; EQC, 2003). Deux types d'eau ont été pris en compte pour le Canada. Des modélisations ont été effectuées pour des eaux dures alcalines présentant un pH de 9 ou supérieur, un indice typique pour les eaux dures et productives (riches en phytoplanctons ou en macrophytes enracinés) qui se trouvent en abondance sur de nombreux sites des Grands Lacs laurentiens (Dobson, 1984); plus de 92 % de l'hydrazine se trouverait sous sa forme neutre à un pH de 9. Des modélisations ont également été effectuées pour des eaux douces légèrement acides présentant un pH de 6 ou inférieur, caractéristique de nombreuses régions du Canada (p. ex. le bouclier précambrien : FPRMC, 1990; Nouvelle-Écosse : Farmer et al., 1988; MacPhail et al., 1987); plus de 99 % de l'hydrazine serait présente sous sa forme protonée à un pH de 6. Les paramètres d'entrée des modèles EQC et les résultats sont donnés dans les notes des tableaux 4a et 4b.

Lorsque la substance est rejetée dans l'air, on s'attend à ce qu'une majorité demeure dans l'air dans le scénario concernant l'eau dure alcaline (tableau 4a). A contrario, le scénario concernant l'eau douce légèrement acide montre que la totalité de l'hydrazine quitte l'air pour se répartir principalement dans l'eau (tableau 4b). C'est la conséquence de la très faible volatilité des ions hydrazinium qui dominent dans ce type d'eau.

Lorsque l'hydrazine est rejetée dans l'eau de surface, le modèle prévoit que cette substance restera en totalité dans ce milieu, quel que soit le type d'eau (tableaux 4a et 4b). Ce résultat est observé malgré le fait que la volatilité et la demi-vie de dégradation de la substance diffèrent considérablement selon le type d'eau (tableaux 4a et 4b).

Lorsqu'elle est rejetée dans le sol, on estime que l'hydrazine reste principalement dans ce milieu dans le cadre du scénario relatif à l'eau dure alcaline (tableau 4a). La volatilisation à partir des surfaces de sol humides serait un processus peu important dans le devenir de cette substance d'après la constante estimée de la loi de Henry. En raison de sa pression de vapeur, la substance pourrait cependant se volatiliser à partir des surfaces de sol sèches. Dans le scénario relatif à l'eau douce légèrement acide, l'hydrazine se répartit de façon importante dans l'eau, même si une grande proportion reste dans le sol (tableau 4b).

Les estimations relatives au devenir dans l'environnement ci-dessus sont sujettes à caution étant donné que la répartition de cette substance dans l'environnement ne dépend pas exclusivement de son caractère hydrophile, l'unique processus pris en compte dans le modèle EQC.

Tableau 4a. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) pour les eaux dures alcalines typiques au Canada

Modélisation effectuée pour la forme non ionisée à une température de 25 °C. Paramètres d'entrée : masse moléculaire, 32,0 g/mol; solubilité aqueuse, miscible (10⁶ mg/L); pression de vapeur, 1,92 × 10³ Pa; log K_oe, -2,07; point de fusion, 2 °C. Des détails sur les demi-vies sélectionnées (eau, 93,6 h; sédiments, 38,4 h; air, 5,2 h; sol, 1 h) sont présentés dans la section sur la persistance et le potentiel de bioaccumulation.

Tableau 4b. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) pour les eaux douces légèrement acides typiques au Canada

Modélisation effectuée pour la forme totalement ionisée à une température de 25 °C. Paramètres d'entrée : masse moléculaire, 32 g/mol; solubilité aqueuse, miscible (10⁶ mg/L); pression de vapeur, ~ 0 Pa; log K_oe, -2,07; point de fusion, 2 °C. Des détails sur les demi-vies sélectionnées (eau, 1 526 h; sédiments, 38,4 h; air, 5,2 h; sol, 1 h) sont présentés dans la section sur la persistance et le potentiel de bioaccumulation.

Des interactions de l'hydrazine avec des sols naturels peuvent provoquer la décomposition ou l'absorption chimique si le pH et la capacité d'échange cationique sont favorables (Hayes et al., 1984; Heck et al., 1963; se reporter à la section sur la persistance dans l'environnement). Les interactions chimiques connues comprennent : des échanges cationiques impliquant des matières particulaires, une chimisorption
(c.-à-d. une forte capacité de fixation) avec divers ligands et une sorption non spécifique (Isaacson et Hayes, 1984; Mansellet al., 2001). Le modèle EQC ne tient pas compte de ces interactions, de sorte que les résultats relatifs à la répartition du tableau 4b ne reflètent que les interactions hydrophobes et hydrophiles.

En principe, dans les eaux de surface, le cation hydrazinium peut former des complexes avec des anions. Il est connu que ce cation peut former des sels avec les anions suivants : Br^-, Cl^-, NO₃^- et SO₄^-2. À leur tour, ces sels dissolvent, dissocient et rejettent immédiatement le cation hydrazinium en solution (Rothgery, 2004). Il en résulte que ce cation ne formera vraisemblablement pas de complexes forts avec des anions que l'on retrouve habituellement dans les eaux naturelles.

L'anion ammonium peut être oxydé en aérobiose par des bactéries obligatoirement anaérobies. Cette réaction chimique est appelée « anammox » (oxydation aérobie de l'ammonium) et se déroule comme suit (Strous et Jetten, 2004) :

NH₄⁺ + NO₂^-® N₂ + 2 H₂O [5]

Des expériences de marquage à l'azote^-15 d'eaux usées ont démontré que l'hydrazine représentait un intermédiaire important dans la conversion de l'ammoniac en diazote gazeux (Schmid et al., 2005b; van de Graaf et al., 1997). On retrouve l'anammox dans de nombreuses usines de traitement des eaux usées et dans les sédiments estuariens (Strous et Jetten, 2004; Trimmer et al., 2003). On ne connaît pas l'ampleur de ces processus dans les écosystèmes d'eau douce (Strous et Jetten, 2004). Ces conclusions laissent entendre l'hydrazine pourrait être présente naturellement dans des eaux et des sédiments anoxiques.

Pour résumer, le devenir de l'hydrazine dans l'environnement aqueux dépend de la vitesse relative des phénomènes chimiques et biologiques de la dégradation (se reporter à la section sur la persistance dans l'environnement ci-dessous), de la volatilisation, de la sédimentation, de la dilution et de la dispersion (Kuch, 1996). La spéciation inorganique resterait simple en l'absence de complexes forts avec les principaux anions dissous. L'hydrazine pourrait se retrouver naturellement dans les milieux aquatiques anaérobies.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Les données empiriques disponibles indiquent qu'il existe de nombreux processus permettant la dégradation de l'hydrazine dans l'environnement naturel.

Air

Les voies probables de dégradation de l'hydrazine dans l'atmosphère sont les réactions avec l'ozone (O₃) et les attaques par les radicaux hydroxyles (OH^·) Ces deux espèces chimiques, présentes dans la troposphère et la stratosphère non polluées, sont également générées par divers phénomènes de pollution photochimique atmosphérique et contribuent à réduire davantage la demi-vie des composés à base d'amine dans l'air pollué (Atkinson et Carter, 1984; Tuazon et al., 1981, Warneck et al., 1973.) Les produits de ces réactions ne sont généralement pas connus avec certitude. Tuazonet al. (1981) ont établi en laboratoire que le principal produit de dégradation issu de la réaction entre l'ozone et l'hydrazine est H₂O₂, avec des apports moindres de N₂O et NH₃. D'autres tests en laboratoire, menés ceux-là par MacNaughton et al., (1981), concluent que N₂ et l'eau constituent les principaux produits d'oxydation de l'hydrazine. La production d'ammoniac a également été décelée, mais a été attribuée aux caractéristiques propres à l'expérience. Vaghjani et al., (1996) ont démontré en laboratoire que l'oxygène atomique [O(³P)] pouvait réagir avec l'hydrazine, participant de sa consommation dans la stratosphère où se trouve en abondance le monomère O. La photolyse n'a apparemment aucune incidence sur la dégradation de l'hydrazine dans ce milieu (Tuazon et al., 1981). Le tableau 5 présente les demi-vies de dégradation pour la photooxydation par les radicaux OH et l'ozone.

Eau

Les mécanismes principaux de la dégradation de l'hydrazine dans l'hydrosphère sont la biodégradation et l'autoxydation. L'abondance des bactéries dans la colonne d'eau est l'un des facteurs les plus importants de la biodégradation aqueuse (Ou et Street, 1987a; annexe 3). L'autoxydation est un processus d'oxydation à quatre électrons qui produit de l'azote gazeux (Moliner et Street, 1989), laquelle est illustrée approximativement par l'équation redox n° 3. Les facteurs déterminants de l'autoxydation connus à ce jour sont la concentration aqueuse d'ions cuivre, la dureté de l'eau et la force ionique, la teneur en oxygène et en matière organique, le pH et la température de l'eau (James 1989, Jingqiu et al., 1994, Moliner et Street, 1989, Ou et Street, 1987a, Slonim et Gisclard, 1976). L'hydrazine s'avère remarquablement résistant à l'oxydation en l'absence d'un catalyseur approprié; par exemple, cette substance est très stable dans l'eau distillée (MacNaughton et al., 1981; Ou et Street, 1987a). L'ion cuivre pourrait servir de catalyseur (Moliner et Street, 1989; Ou et Street, 1987a), mais seulement à des concentrations qui excèdent passablement 3 × 10^-3 mg/L, c'est-à-dire la concentration mesurée dans la plupart des cours d'eau et des lacs d'eau douce (Reimann et de Caritat, 1998; se reporter à l'annexe 3). La force ionique de la solution augmente la constante du taux de dégradation de l'hydrazine, probablement par l'entremise de réactions entre des intermédiaires ioniques de même charge (Moliner et Street, 1989). L'influence de la dureté de l'eau pourrait être interprétée de façon identique. Plusieurs études ont montré que l'autoxydation est inhibée lorsque le pH se situe en deçà de 4 et au-delà de 12 (Jingqiuet al., 1994, Moliner et Street, 1989).

Pour ce qui concerne l'incidence de la température de l'eau, Jingqiu et al., (1994) ont établi, à partir d'échantillons d'eau stérilisée, que la constante du taux de dégradation de l'hydrazine mesurée à 10 ºC se situe à 67 % du taux mesuré à 20 ºC. James (1989) a ajouté une concentration de 10^-4 M d'hydrazine à un échantillon d'eau de mer prélevé sur les côtes de la Californie, et il a surveillé la concentration du composé aminé sur la durée, à 4 températures d'eau différentes. Il a constaté que la persistance de l'hydrazine augmentait parallèlement à la baisse de la température de l'eau. James (1989) a calculé des demi-vies chimiques à partir des taux initiaux de décomposition et a obtenu des valeurs t½ dépassant 116 jours pour les températures inférieures à 10 °C (tableau 5). James (1989) a également découvert qu'un échantillon de cette eau de mer filtré grâce à une membrane présentant une porosité de 0,22 µm affichait un dixième du taux de dégradation observé sur un échantillon non filtré à 20 °C. Une baisse similaire, bien que moindre, a été observée à une température de 9 °C. L'auteur a attribué cette accélération de la dégradation de la substance dans les échantillons non filtrés à des facteurs biologiques (bactéries, plancton) ou abiotiques (matière colloïdale, acides fulviques et humiques avec des ions métalliques complexes).

Tableau 5. Demi-vies de dégradation empiriques de l'hydrazine dans les milieux naturels

Les recherches menées depuis les années 1970 ont démontré que les bactéries étaient capables de dégrader l'hydrazine (Ou, 1987) mais que l'efficacité de cette dernière dépendait des espèces bactériennes et des conditions ambiantes (Farmwald et MacNaughton, 1981; Kane et Williamson, 1983). Ainsi, en utilisant un milieu basa additionné de glucose, Ou (1987) a découvert que l'espèce Achromobacter dégradait efficacement l'hydrazine et le sulfate d'hydrazine. La dégradation était presque complète avec une suspension cellulaire maintenue pendant 2 heures dans des concentrations d'hydrazine de pas moins de 90 mg/L. Toutefois, les bactéries étaient incapables de croître sur l'hydrazine si cette dernière représentait l'unique source d'azote, ce qui a permis de conclure à la présence d'un processus cométabolique pour cette substance. Il a été conclu que le rôle de l'autoxydation était négligeable dans les conditions expérimentales utilisées dans l'étude de Ou.

Les essais de biodégradabilité immédiate laissent entendre que l'efficacité de la dégradation diminue parallèlement à l'augmentation de charge d'hydrazine. Cette tendance est cohérente avec la toxicité élevée de la substance à l'égard des bactéries. Jingqiu et al. (1994) ont étudié la dégradation de l'hydrazine dans les eaux usées urbaines et industrielles. Leur approche était semblable à celle utilisée lors des essais de l'OCDE (OCDE, 2006a) en ce sens où une concentration raisonnablement élevée de la substance d'essai, soit environ inférieure ou égale à 5 mg/L, était utilisée et où la source de l'inoculum bactérien consistait en des boues d'épuration urbaines. Les auteurs ont tout d'abord déterminé des constantes de taux de premier ordre à partir des résultats de l'essai. L'évaluateur a ensuite calculé des demi-vies à partir de ces constantes (tableau 5). Le degré de biodégradation dépendait de la température de l'eau, avec, pour une température de 10 °C, un taux estimé à 46 % de celui calculé pour une température de 20 °C. Malheureusement, cette étude n'a pas pu faire l'objet d'une évaluation critique en raison des renseignements manquants concernant les méthodes expérimentales et analytiques utilisées. Un essai OCDE 301D réalisé sur des eaux usées domestiques a permis de constater une dégradation de 9 % de l'hydrazine après 5 jours d'exposition à une concentration de 80 mg/L d'hydrazine. Le même essai affichait un taux de dégradation de 28 % après 20 jours d'exposition à une concentration de 24 mg/L de la substance d'essai (IUCLID, 2000). Un essai OCDE 301C utilisant des boues activées n'a permis de constater presque aucune dégradation après 4 semaines d'exposition à une concentration de 100 mg/L d'hydrazine (NITE, 2002).

La variabilité importante des valeurs numériques relatives aux demi-vies de dégradation dans l'eau présentées dans le tableau 5 illustre le fait que la dégradation de l'hydrazine est régie par de multiples facteurs dans ce milieu. Les études de Ou et Street (1987a), de Slonim et Gisclard (1976) et de NITE (2002) ont fait l'objet d'un examen critique en utilisant des sommaires de rigueur d'étude (SRE). La fiabilité de ces études a été jugée satisfaisante pour la présente évaluation des risques (les SRE de ces études sont donnés à l'annexe 4).

Sol et sédiments

Des essais ont été réalisés sur des colonnes de sol chargées de solutions d'hydrazine (Hayes et al., 1984; Heck et al., 1963). Les types de sol ont été caractérisés selon les teneurs en sable, en limon et en argile ainsi que selon le pH, la teneur organique et la capacité d'échange cationique (CEC). Les facteurs principaux de perte d'hydrazine étaient le pH de la solution et la CEC de l'argile.

Les bactéries ont la capacité de dégrader l'hydrazine dans le sol (Kuch, 1996; Ou et Street, 1987a, b). Ou et Street (1987b) ont amendé un sable fin Arrerondo avec du sulfate d'hydrazine en vue d'obtenir des niveaux d'hydrazine compris entre 100 et 500 µg/g. Des traitements stériles et non stériles avaient été préparés et la concentration d'hydrazine était surveillée sur la durée dans ces derniers. Le composé diaminé était dégradé efficacement à tous les niveaux de traitement. L'autoxydation semblait le principal facteur contribuant à la disparition de la substance chimique du sol. Par exemple, 8 % de l'hydrazine appliquée à une concentration 100 µg/g de sol était récupérée à partir des sols stériles après un jour d'incubation; l'hydrazine appliquée à une concentration similaire dans un sol non stérile était quant à elle entièrement dégradée après une journée d'incubation. En comparant les pertes d'hydrazine à partir de sols stériles et de sols non stériles, il apparaît que la dégradation biologique compte pour environ 20 % de la dégradation. Ou (1987) a indiqué que trois bactéries présentes dans le sol dégradaient le¹⁵N₂H₄ en¹⁵N₂. Aucune preuve ne démontrait que l'hydrazine se transformait en ammoniac. Les résultats de cette étude sont résumés au tableau 5 et son SRE est fourni à l'annexe 4; sa fiabilité a été jugée satisfaisante pour la présente évaluation.

Aucune étude n'a pu être trouvée concernant la dégradabilité de l'hydrazine dans les sédiments de plans d'eau naturelle. Par conséquent, la méthode de Boethling et al. (1995) a été utilisée pour estimer la demi-vie de biodégradation de cette substance en se basant sur le rapport d'extrapolation de 1:4 entre l'eau et les sédiments que proposent lesdits auteurs. En raison de sa fiabilité et de sa pertinence supérieure en ce qui concerne les sédiments, seule l'étude de Ou et Street (1987a) a été utilisée pour l'extrapolation, même si elle n'établissait pas clairement une distinction entre les processus de dégradation biotiques et abiotiques . Cette étude utilisait une suspension du sol composé de 0,5 g de sable fin Arredondo et de 5 mL d'eau distillée. La moyenne géométrique obtenue à partir des trois demi-vies provenant de cette étude (tableau 5) est de 0,39 jour. La valeur extrapolée de demi-vie pour les sédiments aérobies se chiffre par conséquent à 1,6 jour.

Conclusion

Les divers éléments de preuve disponibles donnent à penser que la persistance de l'hydrazine dans les écosystèmes naturels va de faible à modérée : les 4 demi-vies dans l'air sont inférieures à 1 jour; les 26 demi-vies dans l'eau sont comprises entre 0,2 et 125 jours; les trois demi-vies dans le sol sont inférieures ou égales à 3 jours; la demi-vie estimée de biodégradation dans les sédiments aérobies se chiffre quant à elle à 1,6 jour. Les essais de biodégradabilité immédiate indiquent que le degré de dégradation dépend de la charge d'hydrazine. Les essais réalisés sur des échantillons d'eau naturelle indiquent que la biodégradabilité dépend également de l'abondance et des espèces de bactéries présentes. La baisse de la température de l'eau peut réduire la demi-vie de dégradation dans ce milieu, mais le manque de détails dans les rapports d'expériences produits par James (1989) et Jingqiu et al. (1994) ne permet pas d'établir avec certitude la réalité de cet effet. L'hydrazine ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans l'air égale ou supérieure à 2 jours, demi-vies dans le sol et dans l'eau égales ou supérieures à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments égale ou supérieure à 365 jours) qui sont énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

D'après les recherches menées avec des microorganismes, l'hydrazine (y compris dans ses formes anhydres et hydratées) peut être dégradée de façon cométabolique, du moment qu'une source de carbone autre que l'hydrazine est disponible (Ou, 1987; références citées ci-après). Les analyses documentaires émanant de diverses sources (IUCLID, 2000; PISSC, 1987 et HSDB, 2010) signalent que ces produits d'amine sont métabolisés rapidement et que des métabolites sont excrétés des tissus corporels des mammifères supérieurs tels que les chiens et les rats.

Une étude a évalué le potentiel de bioaccumulation de l'hydrazine chez le poisson. Slonim et Gisclard (1976) ont exposé des guppys à de l'hydrazine dissoute dans de l'eau dure (420 mg/L de CaCO₃) ou dans de l'eau douce (24 mg/L de CaCO₃). Les essais en laboratoire ont duré 4 jours et utilisaient respectivement des concentrations de 0,5 mg/L et de 0,25 mg/L pour les eaux dures et douces. Aucune bioabsorption n'a été observée dans les expositions à l'eau douce en raison des limites d'analyse, alors qu'une bioconcentration a été constatée dans l'eau dure. L'évaluateur a calculé un facteur de bioconcentration (FBC) à partir de la concentration d'hydrazine mesurée dans les guppy après 4 jours passés dans de l'eau dure contaminée (144 mg/kg) et de la concentration aqueuse d'hydrazine (0,5 mg/L). On peut penser que la bioconcentration est sous-estimée dans le FBC obtenu, soit 288 L/kg, car le niveau d'hydrazine de 0,5 mg/L est suffisamment élevé pour entraîner une écotoxicité (se reporter à la section relative à l'évaluation des effets sur l'environnement). En outre, on ne sait pas si un état d'équilibre a été atteint entre le poisson et le milieu environnant. En l'absence d'information dans l'article, on considère que la concentration d'hydrazine chez le poisson était exprimée en fonction du poids humide.

Si l'on tient compte du faible FBC empirique obtenu pour le guppy, ainsi que les preuves expérimentales concernant la transformation métabolique, la miscibilité élevée dans l'eau et le faible log K_oe, l'hydrazine ne répond pas au critère de bioaccumulation (log K_oe = 5, FBC = 5 000 ou FBA = 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation des effets écologiques

A - Dans le milieu aquatique

Milieu d'eau douce

De nombreuses preuves empiriques laissent entendre que l'hydrazine a des effets nocifs sur les organismes aquatiques à des concentrations faibles. Des données sur la toxicité de l'hydrazine dans le milieu aquatique ont été rassemblées en vue d'établir la distribution de la sensibilité des espèces (DSE) et, à partir de cette dernière, la valeur critique de toxicité (VCT) pour les milieux d'eau douce.

L'évaluation des risques concernant l'hydrazine récemment menée au Japon (CERI, 2007) a relevé plus de 30 études publiées dans des revues scientifiques dont les articles sont évalués par les pairs et dans la littérature grise. Les valeurs de toxicité aiguë et chronique ont été obtenues à partir de l'exposition de microorganismes, de microalgues, d'invertébrés, de poissons et d'amphibiens à l'hydrazine. Bon nombre de ces essais utilisaient des systèmes statiques sans aucun renouvellement du milieu d'essai. C'est loin d'être l'idéal pour une substance instable comme l'hydrazine, qui se décompose rapidement dans de nombreuses solutions d'essai et pour laquelle les résultats sont par conséquent difficiles à interpréter. D'autres facteurs peuvent avoir un effet contraire sur les résultats des essais : la non-dégradation d'un composé d'origine; l'azote diatomique issue de la biodégradation, dont l'effet est particulièrement stimulant sur la prolifération d'algues (Scherfig et al., 1978) et, finalement, la raréfaction de l'oxygène attribuable à l'autoxydation de l'hydrazine. De plus, l'hydrazine s'est avérée moins toxique dans des systèmes statiques aérés que dans le cadre d'expériences au cours desquelles la substance d'essai était fréquemment ou constamment renouvelée (Heck et al., 1963).

Scherfig et al., (1977) ont évalué la stabilité relative de l'hydrazine dans des systèmes dans lesquels le composé d'essai n'était pas renouvelé. Le taux de dégradation dépendait de la concentration et augmentait en fonction de la diminution de la concentration initiale d'hydrazine. Ils ont déterminé que dans un milieu d'essai standard sur les algues (Standard Algal Assay Medium - SAAM : USEPA, 1971) aéré à 10 %, la décomposition de l'hydrazine était relativement modérée après 4 jours, avec une perte de 14 % commençant avec une concentration initiale de 0,7 µL/L. Dans un SAAM aéré à 33 %, la décomposition de l'hydrazine atteignait une perte de 22 % après 3 jours, commençant avec une concentration initiale de 0,09 µL/L. À cet égard, les lignes directrices de l'OCDE pour l'essai des produits chimiques prescrivent que, si la concentration de la substance testée a été maintenue de façon satisfaisante à plus ou moins 20 % de la concentration initiale nominale ou mesurée pendant toute la durée de l'essai, l'analyse des résultats peut se baser sur ces valeurs initiales nominales ou mesurées (OCDE, 2006b, 2004).

Par conséquent, pour ce qui concerne les essais effectués sans renouvellement de l'hydrazine, la caractérisation des effets a uniquement pris en compte les résultats des essais de toxicité d'une durée de moins de 96 heures. Il a été considéré que les concentrations nominales ou mesurées de la substance d'essai à l'heure 0 restaient relativement stables au cours de l'exposition, sauf lorsque des preuves du contraire étaient constatées. Les essais avec des microalgues d'une durée de 72 à 96 heures qui visent à mesurer le paramètre de la concentration efficace moyenne (CE₅₀) ont été considérés comme des essais à court terme, bien qu'il n'existe aucun consensus au sein des régimes réglementaires à ce sujet (CCME, 2009; ECHA, 2008). Des essais avec renouvellement continu ont été pris en compte, sans égard à la durée; toutefois, aucune étude sur la toxicité chronique utilisant cette méthodologie n'a été trouvée.

Des renseignements concernant la toxicité de l'hydrazine sur les organismes d'eau douce ont été recueillis à partir de seize articles sur le sujet publiés entre 1976 et 1984; aucune donnée publiée après cette date n'a pu être trouvée. Des seize articles recensés, seul celui qui porte sur les effets de l'hydrazine sur deux espèces d'algue (Scherfig et al., 1977) contient des données issues d'un essai sur la toxicité chronique (à long terme). Six articles comportant des données sur la toxicité aiguë (à court terme) le faisaient pour les poissons, trois pour les amphibiens, deux pour les poissons et les invertébrés, et un pour les bactéries et les protozoaires. Au total, ces articles ont permis d'obtenir des données sur quatorze espèces différentes : six poissons, trois invertébrés, deux amphibiens, une espèce d'algue, une bactérie et un protozoaire.

Les résultats concernant la toxicité de l'hydrazine sur les poissons d'eau douce sont proposés au tableau 6; toutes les données sont des résultats à court terme (de 24 h à 96 h). Les valeurs de la CL₅₀ après 96 h allaient de 0,61 mg/L à 5,98 mg/L, la valeur la plus basse ayant été mesurée chez le guppy (Lebistes reticulatus) [Slonim, 1977], et la plus élevée chez le mené tête-de-boule (Pimephales promelas) [Velte, 1984]. La dureté de l'eau semble avoir un effet important sur la toxicité de l'hydrazine sur les poissons, comme l'a démontré Slonim (1977) dans le cadre d'une étude dans laquelle une multiplication par 6 de la CL₅₀ était obtenue en effectuant des essais sur des menés tête­de-boule dans des eaux présentant différents niveaux de dureté (20 contre 500 mg/L de CaCO₃). Une seule autre étude (Slonim, 1986) a réalisé des essais sur les espèces à différents niveaux de dureté de l'eau, ce qui rend impossible de générer des estimations des effets à différents niveaux de dureté de l'eau. Il appert en outre que la température a une certaine incidence sur la toxicité de l'hydrazine (Huntet al., 1981), mais le manque de données ne permet pas pour l'instant de tirer des conclusions.

Toutes les valeurs de toxicité pour les invertébrés (tableau 6) concernent la toxicité à court terme. Parmi les 3 valeurs indiquées, l'amphipode Hyalella azteca était le plus sensible, affichant une CL₅₀ après 48 h de 0,04 mg/L. L'invertébré le moins sensible était un isopode (Asillidae), dont la CL₅₀ après 72 h était de 1,30 mg/L.

Les données relatives à la toxicité chez les amphibiens sont proposées au tableau 6. Seules deux espèces d'amphibiens ont été soumises à des essais de toxicité concernant l'hydrazine. Les embryons de l'une de ces espèces, le dactylèthre de l'Afrique du Sud, ont été exposés pendant moins de temps et à une concentration deux fois supérieure à celle observée pour la CL₅₀ de l'espèce de poisson la plus résistante pour afficher une CE₅₀ pour les effets tératogènes (Greenhouse, 1976). Cela laisse supposer une résistance particulièrement élevée à l'hydrazine. L'incertitude liée aux données ne permet pas de dire si ce résultat ne s'applique qu'au dactylèthre de l'Afrique du Sud, s'il s'applique aux crapauds en général ou si ce résultat est dû à un facteur inconnu présent au cours de l'essai. Les larves de 2 espèces de salamandre (Ambystoma maculatum et A. opacum) ont été soumises à des essais effectués à différents niveaux de dureté de l'eau (Slonim,1986) qui ont permis de conclure que, de la même façon que pour le mené tête-de-boule, la dureté de l'eau semble avoir un effet important.

Les données relatives aux bactéries, aux protozoaires et aux microalgues figurent au tableau 6. L'essai mené avec la bactériePseudomonas putida, qui a duré 16 heures, peut être considéré comme un essai sur l'exposition aiguë, car les bactéries pseudomonales peuvent présenter des durées de génération de pas moins de 8,5 jours (Obayori et al., 2009). Les valeurs relatives aux bactéries sont les moins élevées parmi toutes celles qui résultent d'essais sur les organismes d'eau douce, tandis que les valeurs concernant les microalgues sont les plus faibles pouvant être utilisées dans le cadre de la DSE.

Tableau 6. Données sur la toxicité aiguë de l'hydrazine pour les organismes d'eau douce

Les données sur la toxicité aiguë répondent aux critères des lignes directrices de type A du Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME, 2009). Des sommaires de rigueur d'étude ont été réalisés pour toutes les études; seules celles répondant aux normes de fiabilité du CCME ont été incluses dans la présente évaluation. L'ensemble de données utilisé pour générer la DSE est indiqué au tableau 6. Étant donné que le modèle de distribution Gompertz est celui qui correspond le mieux à l'ensemble de données, la valeur critique de la toxicité (VCT) aiguë a été choisie en se basant sur ce modèle (figure 1). Cette VCT représentait la concentration dangereuse correspondant au 5^e percentile de la DSE (CD₅). À une valeur de 0,026 mg/L, le modèle de distribution Gompertz offrait la VCT la plus prudente par rapport à celles obtenues à partir d'autres modèles de distribution, ainsi que l'un des intervalles de confiance les plus faibles (de 0,0101 à 0,674 mg/L). D'après les statistiques obtenues après l'examen de la validité de l'ajustement de Anderson-Darling (A²), le modèle de distribution Gompertz apparaît comme étant le meilleur choix.

Figure 1. Distribution de la sensibilité des espèces pour la toxicité aiguë de l'hydrazine sur les espèces d'eau douce. La concentration dangereuse correspondant au 5^e percentile de la DSE (CD₅) se chiffre à 0,026 mg/L (HC₅ = 26 µ g/L )

Milieu marin

La plupart des valeurs relatives à l'effet aigu et chronique trouvées pour les organismes marins ont été obtenues après des expositions à l'hydrazine de phaeophyta (algues brunes) aux premiers stades de leur vie (tableau 7). Les algues brunes sont importantes au point de vue de l'écologie, car diverses espèces peuvent former des structures de couverts offrant des substrats de peuplement aux larves et servant de refuge pour les invertébrés et les poissons (James, 1989). James et al.(1987) ont mesuré les taux de croissance des gamétophytes (stade biologique microscopique à une taille de 10 à 100 µm) d'algues brunes en présence d'hydrazine dans l'eau de mer naturelle. Les concentrations minimales d'hydrazine entraînant une inhibition importante de la croissance (CMEO après 24 h) ont été calculées pour sept espèces d'algues. Une DSE calculée à partir de ces CMEO n'a pas permis d'obtenir des résultats concluants, car toutes les distributions utilisées se sont avérées peu adaptées aux données, et toutes étaient assorties d'intervalles de confiance élevés en ce qui concerne les valeurs de CD₅(résultats non présentés). La concentration minimale avec effet pour ce groupe d'algues (CMEO après 96 h de 2 × 10^-3 mg/L) a été choisie comme VCT pour les milieux marins (tableau 7).

Toutes les algues brunes testées par James et ses collaborateurs proviennent de la côte californienne, mais on peut également les retrouver dans les eaux du Pacifique le long des côtes canadiennes. De plus, les résultats de cet essai de toxicité devraient être pertinents pour les espèces de la côte atlantique du Canada, car plusieurs des genres testés (p. ex. Laminaria) font partie des algues indigènes que l'on retrouve dans les Maritimes (South, 1981). Les études présentées dans les tableaux 6 et 7 ont fait l'objet d'un examen critique en utilisant un SRE. Leur fiabilité a été jugée satisfaisante pour la présente évaluation des risques.

Tableau 7. Données sur la toxicité à court terme de l'hydrazine sur les organismes marins

B - Autres milieux naturels

Bien qu'on trouve des données concernant l'hydrazine dans d'autres milieux naturels, elles n'ont pas d'intérêt eu égard à l'objet principal de la présente évaluation (voir la section sur l'évaluation de l'exposition écologique ci-dessous). Des études du CERI (2007) et de Hirzel (1998) ont rapporté les résultats d'essais de toxicité menés sur 14 espèces de plantes terrestres exposées à des solutions hydroponiques contenant de l'hydrazine. Le CERI (2007) a brièvement décrit les résultats découlant de l'exposition de 7 espèces de plantes à l'hydrazine dans l'air. Une espèce de nématode a été exposée pendant 6 jours à un milieu de culture amendé avec de l'hydrazine (CERI, 2007; Hirzel, 1998). Trois articles ont étudié la toxicité de la substance dans le sol et ses effets sur les bactéries (London, 1983; Mantel et London, 1980; Ou et Street, 1987b).

Évaluation de l'exposition dans l'environnement

A - Concentrations mesurées

On a mesuré les concentrations d'hydrazine dans les effluents des centrales électriques de l'Ontario (tableau 8a). Les concentrations d'hydrazine ont notamment été mesurées dans les principaux effluents (eaux de refroidissement évacuées) des centrales nucléaires de l'Ontario (Environnement Canada, 2009). Les valeurs obtenues, soit la concentration moyenne ou la concentration maximale de l'effluent, ont servi de base au calcul des concentrations environnementales estimées (CEE, tableau 8a). Aucune donnée brute n'était disponible pour les centrales de Pickering A et B, mais la distribution des données déduite de la comparaison entre la moyenne annuelle et la plage de valeurs annuelle indique que la moyenne annuelle est représentative de la grande partie des données (distribution unimodale et étroite). La concentration moyenne a été utilisée pour la centrale de Darlington parce que les données brutes (échantillon hebdomadaire) indiquent qu'aucune autre valeur proche de la concentration maximale de 0,02 mg/L n'a été détectée au cours de l'année. La distribution étant également étroite pour la centrale de Darlington, la prise en compte de la moyenne annuelle était valable. Pour la centrale de Bruce, aucune donnée brute ou plage des valeurs annuelle n'étant disponible, il a été impossible de postuler la distribution des données. La valeur maximale a été retenue, par souci de prudence. Un facteur de dilution de 10 a été appliqué aux concentrations retenues aux fins de la dérivation des CEE pour tenir compte de la dilution des effluents évacués dans les milieux récepteurs (les grands lacs dans le cas des centrales électriques visées). Des études ont déjà montré qu'un facteur de dilution de 10 n'est pas trop prudent, même lorsque de grands plans d'eau sont concernés (notamment, Gagné et al., 2001; Jiang et al.,2003).

À l'échelle internationale, le ministère japonais de l'Environnement a mené des études visant à surveiller les niveaux d'hydrazine sur de nombreux sites de prélèvement (NITE, 2002). Le tableau 8b indique que cette substance a été décelée dans les sédiments benthiques, dans les mollusques et dans les éléments faisant partie du régime alimentaire. Ces résultats viennent appuyer les évaluations susmentionnées : la persistance de l'hydrazine dans l'environnement n'est pas négligeable et elle peut s'accumuler, ne serait­ce qu'à de faibles niveaux, dans le biote. En outre, les concentrations mesurées laissent entendre que l'hydrazine est naturellement présente dans les sédiments, vraisemblablement par suite de l'oxydation anaérobie de l'ammonium dans ce milieu (Strous et Jetten, 2004).

Tableau 8a. Concentrations d'hydrazine mesurées dans les effluents des centrales nucléaires en Ontario et concentrations environnementales estimées (CEE) dans les eaux réceptrices où ils se déversent

Tableau 8b. Concentrations d'hydrazine mesurées dans l'environnement au Japon (NITE, 2002)*

B - Modélisation des rejets industriels

Des scénarios d'exposition propres aux installations ont été créés à partir de postulats voulant que certaines quantités d'hydrazine se retrouvent dans les eaux de refroidissement par suite de la purge quotidienne de l'eau utilisée par les générateurs de vapeur des centrales nucléaires et à combustible fossile (Environnement Canada, 2009; Collins, 2000). La modélisation de l'exposition propre aux sites a été réalisée pour les rejets d'hydrazine provenant de 3 centrales nucléaires pour lesquelles des concentrations mesurées dans les effluents sont recensées (tableau 8a), ainsi que pour les 17 autres centrales électriques situées en Colombie-Britannique, en Alberta, en Saskatchewan, au Manitoba, en Ontario, au Québec, au Nouveau-Brunswick, en Nouvelle-Écosse et à l'île­du-Prince-Édouard. Ces 17 centrales ont été retenues parce que les données de l'enquête menée au titre de l'article 71 étaient propices à la modélisation. Même si les centrales visées par la présente évaluation représentent une petite partie (21 % seulement) du nombre total de centrales électriques exploitées au Canada qui utilisent ou qui pourraient utiliser de l'hydrazine, il est permis de croire qu'il s'agit d'un échantillon représentatif de l'ensemble des centrales du pays.

L'équation suivante a été utilisée pour calculer les concentrations estimées d'hydrazine dans les eaux réceptrices :

C_eau-ind = [1000 × Q × L × (1 -R)] / [N × F × D] [7]

où

C_eau-ind : concentration en milieu aquatique due aux rejets industriels, en mg/L
Q : quantité de substance totale utilisée chaque année sur un site industriel,
en kg/an
L : pertes dans les eaux usées, fraction
R : taux d'élimination de l'usine de traitement des eaux usées, fraction
N : nombre de jours de rejets annuels, en jour/an
F : effluent final de la centrale (eau de purge + eau brute issue d'autres procédés comme le refroidissement), m³/d
D : facteur de dilution dans l'eau réceptrice, sans dimension

Les quantités d'hydrazine (Q) utilisées chaque année par ces centrales sont indiquées dans les réponses aux enquêtes menées en 2006 au titre de l'article 71 de la LCPE (1999) pour cette substance. Les centrales nucléaires de l'Ontario ont déclaré les masses d'hydrazine rejetées dans leurs effluents liquides en kg/an (au lieu de donner les quantités utilisées; Environnement Canada, 2009). Ces quantités ont servi de valeurs d'entrée pour la variable Q.

Les effluents (F) des centrales de Point Lepreau, Brandon, Battle River et Burrard proviennent d'Énergie NB (2008-2010), Badiou et al. (2006; p. 33), Atco Power (Environnement Canada, 2010) et BC Hydro (Environnement Canada, 2010), respectivement. Pour les autres centrales électriques, les effluents ont été estimés sur la base de la quantité d'électricité qu'elles produisent (Maritime Electric, 2010; Groupe Énergie NB, 2007-2008; Nova Scotia Power, 2009; OPG, 2008; SaskPower, 2010; Statistique Canada, 2001). Les générateurs de vapeur des centrales nucléaires et des centrales à combustibles fossiles ne fonctionnent pas dans les mêmes conditions (Collins, 2000). Par conséquent, les estimations des effluents ont été fondées sur les données factuelles propres à chaque centrale nucléaire, et la même chose a été faite pour les centrales à combustibles fossiles. Les centrales nucléaires de Darlington et de Pickering A et B ont, suivant les données recueillies, des débits moyens d'évacuation des eaux de refroidissement (les effluents) de 11,20 et 13,42 millions de m³/jour, pour une capacité de production d'électricité de 3 524 et 3 100 MW respectivement (Environnement Canada, 2010). Le rapport moyen pour ces 2 centrales de 3 754 m³/jour/MW (soit la capacité moyenne d'évacuation des eaux de refroidissement par rapport à la production d'électricité) a servi de base à l'estimation de l'effluent quotidien d'une centrale nucléaire en fonction de la capacité de production électrique déclarée. Suivant une méthode similaire, les centrales à combustibles fossiles de Lambton, Lennox et Nanticoke ont, selon les données déclarées respectives, des débits moyens d'évacuation des eaux de refroidissement de 2,79, 0,52 et 8,79 millions m³/jour, pour des capacités de production de 1 920, 2 100 et 3 640 MW (Environnement Canada, 2010). Le rapport moyen pour ces 3 centrales de 1 372 m³/jour/MW (soit la capacité moyenne d'évacuation des eaux de refroidissement par rapport à la production d'électricité) a servi de base à l'estimation de l'effluent quotidien d'une centrale à combustibles fossiles en fonction de la capacité de production électrique. Il est par conséquent postulé que le débit d'évacuation s'approche beaucoup des débits d'eau influents, ce qui semble raisonnable pour de l'eau expressément destinée à la génération thermique d'énergie électrique (Statistique Canada, 2007).

Pour les centrales nucléaires, les pertes d'hydrazine dans les eaux usées (L) ont été estimées à 7,59 %, selon les quantités d'hydrazine utilisées (13 500 kg) et évacuées dans l'eau (1 024 kg) en 2006, d'après les réponses de Bruce Power à l'enquête menée au titre de l'article 71 aux fins de la présente évaluation. La même valeur a été appliquée pour les estimations des centrales Gentilly II et de Pointe Lepreau, qui avaient déclaré uniquement les quantités d'hydrazine utilisées, mais non celles qui avaient été évacuées. Il a par conséquent été tenu pour acquis que la valeur de la variable L est égale pour l'ensemble des centrales nucléaires. Les valeurs deL ont été fixées à 100 % pour les effluents des centrales nucléaires de Bruce, de Darlington et de Pickering, étant donné que les quantités d'hydrazine (Q) utilisées pour ces installations correspondaient aux niveaux d'hydrazine mesurées dans les effluents (voir ci-dessus). Certaines des valeurs de L déclarées par les parties intéressées à l'égard de centrales à combustibles fossiles étaient égales ou proches de 0 % de la quantité utilisée. L'hydrazine étant utilisée en excès stœchiométrique pour favoriser la désoxygénation de l'eau de chaudière, et les données de surveillance indiquant la présence d'hydrazine dans l'eau de purge provenant de ces chaudières - du moins dans les centrales nucléaires (Environnement Canada, 2009; James 1989) -, il semblait irréaliste d'attribuer la valeur 0 % à L. Il a été jugé plus réaliste d'estimer les pertes d'hydrazine dans les eaux usées des centrales à combustibles fossiles à 10 % par défaut, à partir des chiffres fournis par Bruce Power et en tenant pour acquis une similarité certaine entre les pertes d'hydrazine dans les centrales classiques et nucléaires.

Pour tous les scénarios ci-dessus, sauf dans le cas des centrales de Battle River, de Boundary Dam, de Burrard et de Charlottetown, les valeurs de R, N et D ont été fixées respectivement à 0 %, 365 jours/an et 10. Un facteur de dilution de 10 ne semble pas trop prudent, même pour les systèmes aquatiques plus importants (notamment, Gagné et al., 2001). En particulier, un test de colorant effectué dans le bras Port Moody a montré que les facteurs de dilution des eaux de refroidissement évacuées par la centrale de Burrard pouvaient varier de 5 à 100, à une distance de 1 kilomètre de la décharge (Jiang et al., 2003). Le panache de dilution 10 fois plus grand était estimé s'étendre de 1 200 à 1 400 m du point de décharge, et pouvait atteindre de 200 à 400 m suivant les courants. C'est pourquoi la valeur 10 a été retenue pour calculer la CEE à la centrale de Burrard, ce qui est considéré comme étant le pire scénario possible. De même, la modélisation de la dispersion d'une substance présente dans l'effluent de la station d'épuration des eaux usées de Charlottetown donne une capacité de dilution de 5 à une distance de 500 mètres de la station (Canada, 2001). La centrale électrique de Charlottetown se trouvant à quelques kilomètres à peine de la station d'épuration et son effluent étant évacué dans le même plan d'eau (estuaire de la rivière Hillsborough), on peut penser qu'un facteur de dilution de 10 est tout aussi réaliste pour ce scénario. Dans le scénario de la centrale de Battle River, la valeur choisie pour D était 2,4, ce qui correspond à une dilution complète de l'effluent dans la rivière Battle, au 10^e percentile du débit (Environnement Canada, 2008). Pour la centrale de Boundary Dam, la valeur pour D a été établie à 1, en considérant le 10^e percentile du débit du cours d'eau récepteur (Environnement Canada, 2008). Pour tous les sites visés par la présente évaluation, le facteur de dilution est appliqué au point de décharge de l'effluent dans le plan d'eau récepteur.

En ce qui concerne le scénario de la centrale de Burrard, la valeur choisie pour N était de 215 jours, en fonction des rapports trimestriels de 2008 et 2009 qui sont affichés au site Web de BC Hydro (BC Hydro, 2010). Pour Charlottetown, la valeur de N a été estimée à 200 jours, en considérant que les chaudières de la centrale tournent au ralenti durant les mois d'été (Environnement Canada, 2010). La valeur de 365 pour le nombre de jours d'évacuation pendant une année qui a été utilisée pour toutes les autres centrales semble surestimée, dans la mesure où les opérations de purge sont intermittentes, et non continues.

Le tableau 8c propose des CEE modélisées (C_eau-indmodélisées) à partir des quantités annuelles d'hydrazine utilisées ou rejetées dans les effluents, les capacités de production électrique ainsi que les effluents quotidiens estimés pour les centrales nucléaires et à combustibles fossiles analysées aux fins de la présente caractérisation de l'exposition. Il est à souligner que les CEE modélisées sont une à deux fois inférieures à celles qui ont été mesurées pour les centrales de Pickering, de Darlington et de Bruce (tableaux 8a et 8c). Cet écart pourrait être dû à la surestimation de l'effluent ou du nombre de jours de décharge par année, ou à la sous-estimation des pertes d'hydrazine dans les eaux usées.

Outre les éléments évoqués ci-dessus, un scénario propre au site a été élaboré pour estimer de façon prudente une concentration d'hydrazine provenant d'un effluent industriel rejeté vers la station d'épuration des eaux usées de Montréal. Les valeurs des paramètres du modèle sont les suivantes :L = 5 %; R = 0 %; N = 250 jours, F représente l'effluent de la station d'épuration de Montréal, etD = 10. La quantité d'hydrazine (Q) utilisée sur ce site est confidentielle et ne figure pas au présent rapport. Ces valeurs ont permis d'obtenir une CEE de 1 × 10^-4 mg/L.

Le tableau 9 dresse la liste des centrales à combustibles fossiles et des autres sources anthropiques de l'hydrazine dans l'environnement canadien pour lesquelles aucun scénario d'exposition n'a été conçu (des justifications sont proposées).

Tableau 8c. Concentrations modélisées d'hydrazine dans les eaux réceptrices des centrales nucléaires et à combustibles fossiles au Canada. Voir le texte pour obtenir de plus amples explications

Tableau 9. Centrales à combustibles fossiles et autres sources anthropiques d'hydrazine dans l'environnement pour lesquelles aucun scénario d'exposition n'a été élaboré

Caractérisation du risque écologique

La démarche suivie dans la présente évaluation des risques écologiques consistait à examiner le corpus scientifique et à tirer des conclusions selon la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul prudent du quotient de risque ainsi que des données sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources, la distribution et le devenir de la substance.

L'hydrazine ne satisfait pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Cependant, la présence fréquente de cette substance dans les écosystèmes aquatiques devrait être propice à une exposition chronique des organismes aquatiques, notamment lorsque les purges sont rapprochées. Le niveau de dureté de l'eau est un facteur important de persistance et de toxicité de ce composé à base d'amine dans les eaux de surface (tableaux 5 et 6). Cependant, trop peu d'essais ont été réalisés sur ces facteurs pour que nous soyons en mesure de rajuster les VCT en fonction de la dureté des eaux réceptrices. Les volumes importants de solutions aqueuses d'hydrazine importés au Canada, ajoutés aux renseignements concernant leur utilisation et les preuves relatives à leur rejet dans l'environnement apportées par les données de l'INRP, indiquent un risque de rejet généralisé dans l'environnement au Canada. Une fois dans l'environnement, l'hydrazine peut être décelée dans l'air, l'eau ou le sol, selon le milieu où elle est rejetée et la dureté des eaux réceptrices. Il a été démontré que cette substance présentait un potentiel de toxicité élevé pour les organismes aquatiques.

Pour évaluer le risque d'effets nocifs pour l'environnement au Canada, une analyse du quotient de risque d'après des estimations de l'exposition fondées sur les données recensées sur la toxicité a été réalisée pour les écosystèmes aquatiques, qui sont les principaux récepteurs de l'hydrazine rejetée dans l'environnement. Des scénarios industriels propres aux sites fondés sur les données de surveillance étaient disponibles pour trois centrales nucléaires de l'Ontario (tableau 8a). Des scénarios d'exposition propres au site ont été élaborés pour d'autres centrales nucléaires et à combustibles fossiles situées ailleurs au Canada (tableau 8c).

Tableau 10. Quotients de risque pour l'hydrazine calculés d'après un scénario d'exposition

Des concentrations estimées sans effet (CESE) ont été calculées pour les organismes marins et d'eau douce en se basant sur les données empiriques sur la toxicité disponibles. Étant donné que la VCT pour les organismes d'eau douce était basée sur le CD⁵ de la DSE relative à la toxicité aiguë de la substance (0,026 mg/L, figure 1), un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué à cette valeur pour estimer une concentration sans effet à long terme à partir des paramètres de toxicité aiguë à court terme. On a ainsi obtenu une CESE chronique de 0,0026 mg/L. S'agissant des organismes marins, la VCT était égale à la CMEO après 96 h (0,002 mg/L) constatée chez les gamétophytes d'algues brunes exposées à l'hydrazine. Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué à cette valeur en raison de la rareté des données recensées (elles existent pour les algues brunes, sans plus), ce qui a donné une CESE chronique de 0,0002 mg/L.

Les quotients de risque mesurés (CEE et CESE) qui figurent au tableau 10 vont de 1,3 × 10^-3 à 8,9. Le quotient de risque (QR) excède 1 dans 4 des sites à l'étude, et quelques autres obtiennent un QR proche de 1 (de 0,1 à 1). Même si ces derniers ont un QR inférieur à 1, il ne faut pas les perdre de vue étant donné les incertitudes associées aux estimations de la CEE. De fait, si on compare les CEE modélisées et mesurées des centrales électriques pour lesquelles on dispose de données sur les concentrations mesurées des effluents, on constate que les CEE modélisées ont été sous-estimées par un facteur qui va de 61 à 147. Vu que l'évaluation de la plupart des sites repose sur des CEE modélisées, on peut penser que le QR a été sous-estimé par des facteurs similaires dans ces cas. Pour les sites pour lesquels on dispose de données de surveillance des effluents, le QR a été calculé à partir des concentrations moyennes, sauf dans un cas. Malgré la distribution étroite des données, les concentrations maximales sont de 3 à 5 fois supérieures aux moyennes.

Qui plus est, le nombre de centrales évaluées représente à peine un cinquième du nombre total de centrales électriques qui utilisent ou qui pourraient utiliser de l'hydrazine au Canada. Il se peut donc que d'autres sites que ceux qui ont été pointés par l'évaluation soient préoccupants.

Le scénario propre au site modélisant un rejet industriel à la station d'épuration des eaux usées de Montréal a permis d'obtenir un quotient de risque très prudent (CEE et CESE) de 2,7 × 10^-2. On peut en déduire que les concentrations d'exposition engendrées par cette exploitation industrielle ne sont pas suffisamment élevées pour nuire aux organismes aquatiques.

Sur la foi des données étudiées, on peut conclure que l'hydrazine pourrait avoir des effets nocifs sur l'environnement au Canada.

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Cette section résume les incertitudes clés liées à l'évaluation des risques concernant l'hydrazine.

Le nombre d'installations dont il a été tenu compte dans la présente évaluation représente une part modeste, soit 21 %, du nombre total de centrales électriques qui utilisent ou qui pourraient utiliser de l'hydrazine au Canada. Des scénarios d'exposition ont été élaborés pour 20 centrales électriques, et des renseignements ont été recueillis pour 24 autres scénarios (tableau 9). En 2000, 112 centrales électriques actives au Canada utilisaient de la vapeur (Statistique Canada, 2000). Selon les données recueillies par l'entremise de l'enquête menée au titre de l'article 71, parmi les 112 centrales en fonction, 22 n'utilisaient pas d'hydrazine dans leurs chaudières (Environnement Canada, 2009). Au nombre des 112 centrales électriques se trouvent des centrales classiques utilisant du charbon bitumineux canadien, du charbon subbitumineux, du lignite, du mazout lourd, du gaz naturel et de la biomasse; cependant, ce nombre ne comprend pas les centrales nucléaires ni les centrales à vapeur exploitées par l'industrie des pâtes et papiers. Ces centrales ont été exclues pour les raisons suivantes : 1) toutes les centrales nucléaires exploitées au Canada (n = 5) font déjà partie de l'échantillon de la présente évaluation; 2) l'industrie des pâtes et papiers a cessé d'utiliser l'hydrazine depuis longtemps (communication personnelle d'Ashland Canada Corporation adressée à la Division des évaluations écologiques d'Environnement Canada en avril 2010; source non citée). Cette évaluation fournit vraisemblablement un échantillon représentatif des centrales électriques en fonction en 2006. Depuis 2000, bon nombre de ces installations ont remplacé l'hydrazine par d'autres substances chimiques pour inhiber la corrosion dans les systèmes de refroidissement par eau (tableau 9). Par ailleurs, les centrales de plus petite taille (telles que les centrales autonomes de cogénération) sont plus susceptibles de recourir à des substances de remplacement, et la plupart d'entre elles ont une capacité installée inférieure à 200 MW (communication personnelle d'Ashland Canada Corporation adressée à la Division des évaluations écologiques d'Environnement Canada en avril 2010; source non citée).

L'estimation des effluents quotidiens seraient plus précise si on tenait compte de la puissance réellement produite au cours de l'année plutôt que de la capacité installée. Malheureusement, de telles estimations ne sont pas disponibles pour certaines centrales, alors qu'il est relativement facile de connaître leur capacité installée estimée (en consultant les sites Web des sociétés de services publics).

Les CEE modélisées des centrales pour lesquelles les concentrations des effluents ont été mesurées sont de une à deux fois inférieures aux valeurs mesurées. Cet écart pourrait être dû à la surestimation de l'effluent ou du nombre de jours d'évacuation par année, ou à la sous-estimation des pertes d'hydrazine dans les eaux usées. Il se peut que le nombre de jours d'évacuation ait été surestimé parce que les opérations de purge, à l'origine des rejets d'hydrazine dans les effluents de la centrale, se font sur une base intermittente. Autrement dit, les concentrations de pointe d'hydrazine devraient être fonction du calendrier des purges. De plus, lorsqu'une opération de purge est effectuée à l'une des chaudières d'une centrale, le volume d'eau de refroidissement devrait normalement baisser dans toute la centrale en raison de l'arrêt temporaire d'une chaudière et de la chute qui s'ensuit sur le besoin en eau de refroidissement. À ce moment, le volume des eaux de purge devrait en principe dépasser celui des eaux de refroidissement dans les effluents de la centrale. Conséquemment, on peut penser que les CEE et les quotients de risque sont sous-estimés, à plus forte raison si les données de surveillance avaient été mesurées après une opération de purge - une information qui n'est toutefois pas recensée.

On a affecté une valeur estimative de 10 % pour les pertes d'hydrazine dans les eaux usées (L) des centrales à combustibles fossiles pour lesquelles on ne dispose pas de telles données. Il s'agit vraisemblablement d'une estimation prudente si l'on considère que l'hydrazine est utilisée comme désoxygénant et que, par voie de conséquence, une bonne partie est consommée par diverses réactions chimiques. Toutefois, comme on peut penser qu'on utilise des quantités excessives d'hydrazine pour ne pas entraver les réactions chimiques, la partie résiduelle qui n'est pas transformée se retrouve probablement dans les eaux usées.

Même si les valeurs affectées aux paramètres intervenant dans la modélisation des CEE sont prudentes, les CEE modélisées apparaissent sous-estimées si on les compare à celles qui ont été mesurées à partir des concentrations mesurées, comme il a été expliqué précédemment.

Les rejets potentiels d'hydrazine dans l'environnement peuvent provenir des systèmes d'alimentation auxiliaires des centrales à combustibles fossiles ou d'installations industrielles utilisant l'hydrazine dans leurs systèmes de chaudière (Environnement Canada, 2009). Aucune caractérisation de l'exposition n'a été conçue pour ces rejets en raison du manque de renseignements au sujet des applications possibles de l'hydrazine. En principe, l'utilisation d'hydrazine est de loin inférieure dans ces systèmes que lorsqu'elle est utilisée pour contrer l'oxydation des systèmes à vapeur des centrales électriques (Environnement Canada, 2009).

Le fait que l'hydrazine est un intermédiaire réactionnel de l'oxydation anaérobie de l'ammonium rend plausible la présence naturelle de cette substance dans les milieux anaérobies. Les concentrations de fond naturelles n'ont pas été prises en compte dans les scénarios d'exposition de la présente évaluation en raison de l'absence de données dans le contexte actuel; toutefois, on estime que toute concentration de fond naturelle serait négligeable.

Il existe des incertitudes quant à la persistance de l'hydrazine dans les écosystèmes aquatiques. Selon les pires scénarios envisageables pour les eaux douces et marines du Canada, la demi-vie de cette substance pourrait dépasser 64 et 125 jours respectivement (tableau 5) dans des conditions physiques et chimiques favorisant sa persistance : pH légèrement acide, faible dureté ou minéralisation de l'eau, faible présence de bactéries, concentrations de cuivre dissous et températures de l'eau relativement faibles. Cependant, vu le panache thermique créé par les rejets des centrales électriques, un phénomène d'accélération de la dégradation biotique et abiotique de l'hydrazine peut se produire dans l'environnement aquatique.

Le manque de données concernant la toxicité chronique ne permet pas de déterminer avec certitude des CESE pour l'exposition chronique à l'hydrazine comme dans le cas présent concernant les effluents liquides provenant des centrales électriques.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Dans les solutions aqueuses, la totalité de l'hydrazine est présente sous sa forme d'hydrazine hydrate. Dans ce contexte, les formes anhydres et hydratées de l'hydrazine sont considérées comme étant chimiquement équivalentes à l'hydrazine dans le cadre de la présente évaluation. Même si l'évaluation pour la santé humaine se concentre principalement sur la forme anhydre de l'hydrazine, des données toxicologiques relatives à sa forme hydratée sont également mentionnées lorsque cela s'avère pertinent. Malgré les légères différences entre les taux de toxicité relevés dans les études sur les animaux utilisant la forme anhydre et celles utilisant la forme hydratée de l'hydrazine, les deux formes sont considérées comme étant toxicologiquement équivalentes aux fins de la présente évaluation.

Évaluation de l'exposition

Milieux environnementaux et nourriture

Les estimations de la limite supérieure de l'absorption journalière d'hydrazine provenant des milieux environnementaux pour chaque groupe d'âge de la population canadienne sont présentées à l'annexe 1. Lesdites estimations sont comprises entre 0,35 µg/kg de poids corporel (p.c.)/jour (personnes de 60 ans et plus) et 1,1 µg/kg p.c. par jour (enfants de 0,5 à 4 ans). Pour tous les groupes d'âge, il a été jugé que l'air intérieur était la principale source d'exposition à l'hydrazine (les estimations de l'absorption provenant de l'air intérieur étaient fondées sur une limite de détection de 0,002 mg/m³). Lorsque les estimations de l'absorption provenant de l'air intérieur ont été calculées sur la base des données sur les rejets atmosphériques (Environnement Canada, 2009) en utilisant un logiciel de modélisation de l'exposition (ChemCAN, 2003), les estimations de la limite supérieure de l'absorption d'hydrazine ont diminué pour tous les groupes d'âge, pour être comprises entre 1,5 × 10^-4 µg/kg p.c. par jour (personnes de 60 ans et plus) et
3,8 × 10^-4 µg/kg p.c. par jour (enfants de 0,5 à 4 ans).

L'hydrazine réagit rapidement dans l'atmosphère avec l'ozone, les radicaux hydroxyles et le dioxyde d'azote (Tuazon et al., 1981; PISSC, 1987). La demi-vie estimée de l'hydrazine dans l'atmosphère va de 10 minutes à 6 heures (Tuazon et al., 1981). En raison de la nature réactive de l'hydrazine, sa demi-vie atmosphérique est inversement proportionnelle aux niveaux de pollution atmosphérique liés à l'ozone et au dioxyde d'azote.

Toujours en raison de sa nature réactive, les concentrations d'hydrazine dans l'air ambiant sont détectées dans des endroits situés à proximité des émissions industrielles, où des avions utilisent de l'hydrazine comme combustible, où des générateurs de secours sont assemblés ou ravitaillés en carburant, ou à proximité de déversements accidentels ou de sites contaminés (PISSC, 1987; ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998).

Au Canada, entre 2004 et 2008, les rejets d'hydrazine et de sels d'hydrazine dans l'atmosphère étaient estimés à moins de 200 kg/an (tableau 3; INRP, 2008). Bien que les données de l'INRP ne soient pas exhaustives (seules certaines installations sont dans l'obligation de soumettre des déclarations), les quantités de rejets dans l'atmosphère déterminées dans l'INRP correspondent à celles provenant des réponses à un avis publié en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) pour l'année civile 2006. En 2006, d'après les réponses de l'industrie à l'avis publié en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), 123 kg d'hydrazine ont été rejetés dans l'atmosphère (Environnement Canada, 2009).

Une analyse documentaire n'a relevé aucun signalement de niveaux détectables d'hydrazine dans l'air ambiant au Canada. Les faibles quantités d'hydrazine rejetées et la courte demi-vie de cette substance dans l'atmosphère sont deux des facteurs pouvant expliquer l'absence de niveaux détectables d'hydrazine dans l'air ambiant. Aux États­Unis, où l'hydrazine est fabriquée, la situation est identique.

Les rejets d'hydrazine dans l'air étaient estimés à 13 000 kg/an aux États-Unis (entre 1988 et 1991), et à 4 500 kg/an entre 1992 et 1999 (TRI, 2010). Selon l'examen de 188 polluants atmosphériques dangereux, y compris l'hydrazine, mené aux États-Unis à partir de données sur la qualité de l'air ambiant recueillies entre 1964 et 1992, l'hydrazine n'est pas détectable dans l'air des milieux urbains (Spicer et al., 2002).

En l'absence de données empiriques pour le Canada, on a estimé la concentration d'hydrazine dans l'air extérieur à 4,42 × 10^-4 µg/m³ en se basant sur les rejets atmosphériques de 123 kg constatés en 2006 (Environnement Canada, 2009) et en utilisant un logiciel de modélisation de l'exposition (ChemCAN, 2003). Cette estimation modélisée a servi à estimer la limite supérieure de l'exposition provenant de l'air ambiant (annexe 1).

L'hydrazine a été détectée dans l'air ambiant d'installations qui en produisent ou qui l'utilisent à des niveaux compris entre < 0,01 et 1,98 ppm (ATSDR, 1997; IUCLID, 2000; CERI, 2007) et jusqu'à 0,23 ppm pour les expositions à court terme lorsque l'hydrazine est utilisée dans les eaux d'alimentation des chaudières (ATSDR, 1997). Ces niveaux peuvent occasionnellement être plus élevés, mais les concentrations dans l'air ambiant que l'on constate généralement sur les sites de fabrication de dérivés et sur les sites de production d'hydrazine sont respectivement < 0,13 et < 0,35 mg/m³ (PISSC, 1987). L'hydrazine présente dans l'air ambiant sur des sites non professionnels n'a pas été signalée à des concentrations supérieures aux limites de détection, comprises entre
0,002 et 0,02 mg/m³ (ATSDR, 1997).

La limite de détection de l'hydrazine de 0,002 mg/m³ a été utilisée en tant que valeur prudente pour calculer l'estimation de la limite supérieure d'exposition à cette substance dans l'air intérieur en l'absence de données empiriques relatives aux expositions non professionnelles. Étant donné que l'hydrazine se dégrade rapidement dans l'environnement, on ne trouve généralement pas de concentration mesurable (ATSDR, 1997; PICCS, 1987). Par conséquent, une concentration d'hydrazine dans l'air intérieur de 4,42 × 10^-4 µg/m³, d'après les niveaux estimés dans l'air ambiant (voir ci­dessus), a été utilisée pour calculer les valeurs estimées d'absorption d'hydrazine qui figurent à l'annexe 1.

Au Canada, les rejets estimés d'hydrazine et de sels d'hydrazine dans l'eau entre 2004 et 2008 figurent au tableau 3. Les rejets dans l'eau déclarés sont compris entre 1 900 et 6 400 kg/an (INRP, 2008). Des quantités similaires de rejets dans l'eau ont été déclarées dans l'INRP et en réponse à l'avis lancé au titre de l'article 71 de la LCPE (INRP, 2008; Environnement Canada, 2009).

Des renseignements limités ont été trouvés à propos des concentrations d'hydrazine dans l'eau potable aux États-Unis. Aucune donnée de surveillance concernant les concentrations détectables d'hydrazine dans l'eau potable n'a été trouvée pour le Canada et les États-Unis. Une analyse de l'hydrazine dans l'eau potable a été signalée dans le résumé des données relatives à la qualité de l'eau pour l'année 2002 de la Ville d'Edmonton (Alb.). Toutefois, aucune information supplémentaire n'a été fournie concernant le nombre d'échantillons analysés, les résultats ou les limites de détection (EPCOR, 2002).

Des chercheurs ont conçu une méthode de radio-marquage du¹⁵N₂-hydrazine pour analyser l'hydrazine dans l'eau potable. Cette méthode a permis de confirmer les concentrations détectables d'hydrazine dans l'eau potable de Californie. En utilisant de l'hydrazine radio-marquée et la spectrométrie de masse en tandem, l'hydrazine a été détectée dans 7 échantillons d'eau potable traitée à la chloramine sur 13 (0,5 à 2,6 ng/L; limite de détection : 0,5 ng/L). Un échantillon d'eau potable chlorée a également été analysé, mais ne contenait aucune concentration détectable d'hydrazine. Cette étude ne fournissait aucune précision sur les sources d'eau des six installations d'épuration étudiées (Davis et Li, 2008).

Dans un autre rapport, un nombre très limité de prélèvements (le nombre réel d'échantillons n'est pas indiqué) provenant d'une installation complète d'épuration des eaux à la chloramine, située au sud-est des États-Unis, a été réalisé en vue de tester une nouvelle méthode sur le terrain. Aucun échantillon ne contenait une concentration détectable d'hydrazine (limite de détection de 3,7 ng/L) [AwwaRF, 2006).

Ailleurs, aucune concentration détectable d'hydrazine (30 échantillons avec une limite de détection de 2 µg/L; 9 échantillons avec une limite de détection de 1,3 ng/L) n'a été signalée dans les eaux de surface japonaises prélevées respectivement en 1986 et en 2005 (CERI, 2007).

Ces résultats ne sont pas surprenants étant donné que l'on suppose que l'hydrazine n'est pas présente dans l'eau potable, sauf à proximité des sites contaminés (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998). La contamination de l'eau potable par l'hydrazine peut provenir de déchets militaires et industriels, ainsi que des effluents des usines d'épuration des eaux usées dans lesquelles cette substance est utilisée pour éliminer les halogènes (Choudhary et Hansen, 1998).

Davis et Li (2008) n'ont pas indiqué si leur choix d'analyser des échantillons provenant d'installations d'épuration des eaux usées californiennes avait été influencé par l'un de ces facteurs. Les auteurs du rapport de l'AwwaRF (2006) indiquent que le choix de l'usine d'épuration était fondé en partie sur la dose relativement élevée de chloramine utilisée dans cette installation. Dans certaines conditions, l'utilisation de monochloramine comme désinfectant dans l'eau potable peut engendrer l'apparition de sous-produits inorganiques, dont l'hydrazine (Choudhary et Hansen, 1998; AwwaRF, 2006).

Une étude concernant la formation potentielle d'hydrazine dans des conditions de chloramination de l'eau potable (concentration de monochloramine de 3 mg/L, concentration d'ammoniac libre de 0,2 mg/L mesurée sous forme d'azote, temps de contact de 24 heures) n'a décelé aucune concentration détectable d'hydrazine (limite de détection de 3,7 ng/L) [AwwaRF, 2006). Une étude concernant la stabilité de l'hydrazine dans l'eau potable traitée à la chloramine a signalé que l'hydrazine dans l'eau diminuait de 60 ng/L (concentration initiale de fortification) à moins de 2 ng/L après 4 heures (eau enrichie avec 60 ng/L d'hydrazine, pH de 8,5, température de 22 °C, 1,3 mg/L de monochloramine sous forme de Cl₂) [AwwaRF, 2006). Ces résultats indiquent que l'hydrazine est instable et qu'elle se dégrade rapidement en présence de monochloramine ou de chlore libre dans des conditions utilisées communément pour le traitement et la distribution de l'eau potable (Atkinson et Carter, 1984; Moliner et Street, 1989).

Dans l'eau, l'hydrazine est principalement dégradée par oxydation, même si la biodégradation contribue également à son élimination (ATSDR, 1997; Choudhary et Hansen, 1998). La demi-vie de l'hydrazine dépend des conditions aquatiques et le processus de dégradation est favorisé par les solutions alcalines ainsi que par la présence d'ions métalliques. La température et la dureté de l'eau, les niveaux de matière organique naturellement présents ainsi que la concentration en oxygène dissous sont des variables qui influencent le taux de dégradation de la substance (Atkinson et Carter, 1984). Cette influence apparaît clairement dans les taux de dégradation de l'hydrazine observés dans les eaux qui présentent des caractéristiques différentes. Après deux heures, les concentrations d'hydrazine dans une source d'eau polluée se dégradaient de plus de 66 % (Slonim et Gisclard, 1976), alors que dans des eaux potables chlorées, la dégradation de l'hydrazine était comprise entre > 90 % (après 1 jour) à une réduction presque nulle après 4 jours (Moliner et Street, 1989). Le processus plus lent observé dans l'eau potable est attribué aux concentrations plus faibles de matière organique dans l'eau et à la dureté de cette dernière (Choudhary et Hansen, 1998; HSDB, 2010). Ailleurs, on a établi la demi-vie de l'hydrazine dans l'eau de mare à 8,3 jours (HSDB, 2010).

Il n'existe aucune ligne directrice canadienne concernant les concentrations d'hydrazine dans l'eau potable; en revanche, aux États-Unis, l'Environmental Protection Agency des États-Unis a estimé que l'hydrazine posait un niveau de risque cancérogène de 1 × 10^-6 à une concentration dans l'eau potable de 10 ng/L (USEPA, 1991). Toutefois, l'Environmental Protection Agency des États-Unis n'a pas conçu de concentration maximale (« maximum contaminant level ») pour l'hydrazine dans l'eau potable. En l'absence de données relatives à l'eau potable au Canada, on a utilisé la concentration maximale d'hydrazine dans l'eau potable des États-Unis (soit 2,6 ng/L), comme l'ont rapporté Davis et Li (2008), pour calculer des estimations de la limite supérieure d'exposition à l'hydrazine par l'entremise de l'eau potable (annexe 1).

L'hydrazine semble se dégrader plus rapidement dans le sol que dans l'eau, même si les processus d'élimination, d'oxydation et de biodégradation sont identiques. Une étude sur les sols a relevé que des concentrations d'hydrazine comprises entre 10 et 500 µg/g se dégradaient totalement après une durée qui allait de 1,5 heure à 8 jours, selon la concentration initiale d'hydrazine (Ou et Street, 1987a). Lorsque l'hydrazine était ajoutée à un système de traitement continu des eaux usées à des taux de 1 mg/L ou inférieurs, elle était totalement dégradée et n'était plus détectable dans l'eau de l'effluent traité. Lorsqu'elle était ajoutée à des concentrations de 10 mg/L ou plus, l'hydrazine n'était pas dégradée (CERI, 2007).

Aucune information n'a été découverte sur les concentrations dans le sol ou les sédiments au Canada. Par conséquent, une concentration d'hydrazine de 6,68 × 10^-7 µg/kg dans le sol a été estimée d'après les données de l'INRP relatives aux rejets sur les terres pour l'année 2008 (INRP, 2008) et en utilisant un logiciel de modélisation de l'exposition (ChemCAN, 2003). Cette estimation modélisée se basait sur les dernières données canadiennes sur les rejets (INRP, 2008; Environnement Canada, 2009) et a été utilisée pour calculer l'estimation de la limite supérieure d'exposition par le sol (annexe 1).

Bien que l'hydrazine ne soit pas considérée comme étant présente naturellement dans les aliments, elle peut se concentrer dans certains poissons vivant dans des eaux contaminées. La plupart des animaux digèrent et excrètent rapidement l'hydrazine; on ne s'attend donc pas à ce que des concentrations élevées de cette substance se retrouvent dans leurs chairs (ATSDR, 1997). On a signalé la présence d'hydrazine liée par covalence à un amino-acide chez certaines espèces de champignons (Shubik, 1979). Toutefois, aucune relation entre cette substance, l'agaritine (2-[4-(hydroxyméthyl)phényl]-L-glutamohydrazide) et les niveaux environnementaux d'hydrazine n'a pu être établie.

L'hydrazine n'est pas un additif alimentaire autorisé, au contraire du PVP^[3]. En vertu du titre 16 duRèglement sur les aliments et drogues, le PVP peut être utilisé comme agent de collage dans diverses boissons alcoolisées (concentration maximale dans le produit fini de 2 ppm); comme liant pour les comprimés dans les édulcorants de table contenant de l'aspartame (niveau d'utilisation maximal de 0,3 %); comme réducteur de viscosité et comme stabilisant dans les agents dispersants de laque de couleur pour lesquels le niveau d'utilisation maximal doit être conforme aux bonnes pratiques industrielles (résidus de PVP n'excédant pas 100 ppm dans les produits alimentaires finis) [Canada, 2009b). Le PVP doit respecter les spécifications du Food Chemicals Codex (FCC) lorsqu'il est utilisé dans ces additifs alimentaires (Canada, 2009b). La monographie du FCC pour le PVP exige que les niveaux résiduels d'hydrazine dans le PVP ne dépassent pas 1 ppm (FCC, 2008). Étant donné que la présence d'hydrazine dans le PVP est limitée par les spécifications du FCC, que le Règlement sur les aliments et drogues autorise l'utilisation du PVP pour très peu de produits alimentaires et qu'il limite les concentrations de PVP dans ces derniers, et que le PVP n'est pas nécessairement ajouté à tous les produits alimentaires pour lesquels cette autorisation est accordée, l'exposition à l'hydrazine découlant de l'utilisation du PVP comme additif alimentaire devrait être négligeable. De la même manière, le polyvinylpolypyrrolidone (PVPP) pourrait être utilisé comme agent de collage dans la fabrication de certaines boissons alcoolisées vendues au Canada. Cependant, le FCC ne dispose pas de critères concernant les niveaux résiduels d'hydrazine dans le PVPP comme c'est le cas pour le PVP. Le PVPP est insoluble dans l'eau; ainsi, on estime que le filtrage de la boisson élimine le PVPP. Par conséquent, on prévoit une exposition à l'hydrazine négligeable chez les consommateurs lorsque le PVPP est utilisé comme agent de collage dans la fabrication de boissons alcoolisées.

Au Canada, il a été déterminé que l'hydrazine représentait une impureté résiduelle dans l'un des composés d'enrobage d'un film laminé utilisés pour emballer divers produits alimentaires. Étant donné que l'hydrazine est utilisée comme ingrédient de départ et en raison de sa nature réactive, cette substance ne devrait pas se retrouver dans le produit fini à des concentrations importantes (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en mars 2010; source non citée).

Si l'on considère l'absence de niveaux détectables d'hydrazine et le caractère limité des rejets de cette substance dans l'environnement canadien (Environnement Canada, 2009), ainsi que la nature réactive de l'hydrazine, il est peu probable que les Canadiens soient exposés à des concentrations importantes de cette substance dans l'environnement. Cette conclusion est corroborée par une estimation de la limite supérieure de l'absorption journalière basée sur les données canadiennes récentes relatives aux émissions d'hydrazine (INRP, 2008; Environnement Canada, 2009), par l'absence de concentrations d'hydrazine détectables dans l'air intérieur (ATSDR, 1997) et par les faibles concentrations d'hydrazine mesurées dans l'eau potable aux États-Unis (Davis et Li, 2008).

L'exposition estimée à l'hydrazine à partir de l'eau potable est basée sur la présence d'hydrazine dans l'eau traitée à la chloramine en tant que sous-produit involontaire lié à la désinfection; cependant, de nombreuses sources canadiennes d'approvisionnement en eau potable ne sont pas désinfectées à l'aide de monochloramine. L'hydrazine n'apparaît sous la forme d'un sous-produit de la désinfection que dans certaines conditions. Il s'est avéré que les conditions généralement observées pour le traitement et la distribution de l'eau potable déstabilisaient l'hydrazine, entraînant une dégradation rapide de cette dernière. Par conséquent, l'estimation de la limite supérieure d'exposition de l'hydrazine dans l'eau potable est considérée comme étant très prudente, car cette exposition s'appuie sur des données recueillies à l'étranger dans le cadre d'échantillonnages ciblés plutôt que sur des données de surveillance canadiennes.

Malgré l'incertitude concernant les concentrations d'hydrazine dans les milieux naturels et dans les aliments, le niveau de confiance accordé à l'évaluation de l'exposition environnementale est modéré en raison de l'utilisation principalement industrielle de l'hydrazine, de sa nature réactive dans l'environnement et des petites quantités rejetées dans l'environnement qui ont été déclarées au Canada.

Produits de consommation

L'hydrazine est un produit chimique industriel qui n'a pas vocation à se retrouver dans les produits de consommation. Toutefois, l'hydrazine a été décelée sous forme résiduelle dans le polymère PVP et le copolymère copovidone (Colonnese et Ianniello, 1989; CIR, 1998; ISP, 2007). La United States Pharmacopeia précise une limite de 1 ppm d'hydrazine dans le PVP de qualité pharmaceutique (USP, 2009). L'International Specialty Products (ISP) indique que les formulations de PVP typiques (qualité exacte non précisée) présentent des contaminations à l'hydrazine de 200 ppb, bien que la plupart des spécifications de ventes continuent de rapporter des qualités commerciales présentant des niveaux d'hydrazine inférieurs à 1 ppm (CIR, 1998). Par conséquent, l'hydrazine peut être présente à des niveaux résiduels dans les produits de consommation composés de PVP et de copovidone.

Même si l'hydrazine figure à la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques et qu'elle ne peut, en tant que telle, être ajoutée de façon intentionnelle à des produits cosmétiques vendus au Canada, quelle que soit sa concentration, l'hydrazine peut être présente dans les cosmétiques sous forme de résidus. Les concentrations typiques de PVP dans les cosmétiques sont comprises entre 0,3 % et 10 % par poids (communication personnelle du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en octobre 2009; source non citée). La copovidone n'est pas utilisée dans les cosmétiques vendus au Canada (communication personnelle du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressée au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en mars 2010; source non citée). En supposant que la concentration résiduelle d'hydrazine dans le PVP est de 1 ppm, la concentration estimée d'hydrazine résiduelle dans les produits cosmétiques serait comprise entre 3 et 100 ng/g ou entre 0,6 et 20 ng/g si l'on prend l'hypothèse d'une concentration résiduelle de polymère de 200 ppb.

Au Canada, le PVP et la copovidone figurent à la BDIPSN en tant qu'ingrédients non médicinaux acceptables des produits de santé naturels (BDIPSN, 2010). En ce qui concerne le PVP, la BDIPSN décrit un apport quotidien acceptable de 50 mg/kg p.c. par jour (BDIPSN, 2009). Lorsque le PVP et la copovidone sont utilisés comme ingrédients non médicinaux, ces substances agissent en tant qu'agents adhésifs, liants, délitants, filmogènes, antioxydants ou stabilisants dans les produits de santé naturels autorisés (BDIPSN, 2009). Le PVP et la copovidone figurent à la BDPSNH et sont donc utilisés dans des produits de santé naturels autorisés actuellement vendus au Canada (BDPSNH, 2010). Par conséquent, l'hydrazine peut se retrouver sous forme de résidus dans des produits de santé naturels autorisés.

De la même manière, le PVP et la copovidone figurent à la base de données interne des ingrédients non médicinaux dans les produits pharmaceutiques finaux et les médicaments vétérinaires de la Direction des produits thérapeutiques (BDPP, 2010; communications personnelles du Bureau de gestion du risque de Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada en novembre 2009 et en février 2010; source non citée). Par conséquent, l'hydrazine peut être présente dans les produits pharmaceutiques à des concentrations résiduelles (communication personnelle de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada adressée au Bureau de gestion du risque de Santé Canada en septembre 2009; source non citée; communications personnelles du Bureau de gestion du risque de Santé Canada adressées au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada en novembre 2009 et en janvier 2010; source non citée).

Bien que l'hydrazine ne figure pas à la BDPP ni à la base de données interne des ingrédients non médicinaux dans les produits pharmaceutiques finaux et les médicaments vétérinaires de la DPT, elle peut être présente sous forme résiduelle dans certains médicaments, car elle est utilisée en tant que catalyseur ou en tant qu'intermédiaire dans la composition de produits pharmaceutiques (Choudhary et Hansen, 1998; CERI, 2007; BDPP, 2010; communications personnelles du Bureau de gestion du risque de Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque de Santé Canada en février 2010; source non citée).

Des médicaments qui contiennent des ingrédients actifs dérivés de l'hydrazine peuvent contenir des résidus de cette substance (Lovering et al., 1982, 1985; Matsui et al., 1983) ou les produits de dégradation de ces ingrédients actifs (Lovering et al., 1982; Shand et al., 1983). Qui plus est, l'hydrazine est un métabolite de l'isoniazide (Blair et al., 1985) et de l'hydrazaline (Timbrell et Harland, 1979), et tant l'isoniazide que l'hydrazaline contiennent des dérivés de l'hydrazine comme ingrédients actifs (Matsuiet al., 1983; ATSDR, 1997; BDPP, 2010).

Des chercheurs de Santé Canada ont trouvé des résidus d'hydrazine dans les produits pharmaceutiques à base d'hydrazaline (ca. 0,15 µg/comprimé), et des concentrations d'hydrazine qui grimpent jusqu'à 0,9 µg/comprimé lorsque les médicaments sont soumis à des températures très élevées et à une augmentation de l'humidité relative pendant 221 jours (Matsui et al., 1983). Des travaux précédents avaient démontré que les concentrations d'hydrazine dans les comprimés d'hydralazine étaient stables sur une durée de 2 années dans des conditions ambiantes, mais que l'hydrazine était un produit de dégradation dans les solutions d'injection (Lovering et al., 1982).

L'hydrazine est une matière première ou un intermédiaire dans le processus de formulation d'ingrédients actifs dérivés de l'hydrazine pour certains médicaments précis (l'isoniazide et l'hydralazine) qui ont une valeur thérapeutique.

Au Canada, on ne s'attend pas à ce que l'hydrazine soit présente dans les produits de consommation, sauf en tant que résidus à des concentrations résiduelles très faibles (comme c'est le cas pour les cosmétiques) ou dans des produits qui ont une valeur thérapeutique.

La confiance à l'égard de l'évaluation de l'exposition à l'hydrazine par les produits de consommation est modérée à faible, selon la quantité limitée de données canadiennes disponibles sur l'exposition et l'utilisation. Aucune technologie fiable permettant de mesurer l'hydrazine à des concentrations se chiffrant en ppb n'est disponible.

Évaluation des effets sur la santé

Un aperçu des études toxicologiques clés sur l'hydrazine et les autres composés à base d'hydrazine est présenté à l'annexe 2. Les études toxicologiques menées sur les divers sels d'hydrazine sont uniquement fournies à titre d'information et n'ont pas été utilisées dans le cadre de la caractérisation des risques liés à l'hydrazine (et à l'hydrazine hydrate) réalisée dans la présente évaluation préalable.

Le CIRC a classé l'hydrazine comme substance cancérogène du groupe 2B (c.-à-d., possiblement cancérogène pour l'homme) [CIRC, 1999). La Commission européenne a classé l'hydrazine dans la catégorie 2 pour la cancérogénicité (c.-à-d., substances considérées comme cancérogènes pour les humains) [ESIS, 2006). L'Environmental Protection Agency des États-Unis a mené une évaluation reposant sur le poids de la preuve de la cancérogénicité de l'hydrazine et l'a classée parmi les substances cancérogènes du Groupe 2B, qui comprend les substances probablement cancérogènes pour les humains (USEPA, 1991). Le National Toxicology Program des États-Unis (2005) considère quant à lui l'hydrazine comme étant une substance dont on peut raisonnablement présumer qu'elle est cancérogène pour l'homme. Ces classifications sont basées sur des preuves de cancérogénicité insuffisantes chez l'homme, mais concluantes chez les animaux de laboratoire. Parmi les preuves concluantes, on a pu constater l'induction de tumeurs chez la souris, le rat et le hamster après l'administration d'hydrazine par voie orale ou par inhalation, ainsi qu'une mutagénicité dans de nombreux essais.

Dans le cadre d'une étude d'un an sur la toxicité chronique par inhalation de l'hydrazine à des concentrations de 0, 0,06, 0,3, 1,3 ou 6,5 mg/m³, on a pu constater une augmentation importante des cas de tumeurs nasales et des bronches (adénomes, adénocarcinomes et carcinomes) chez des rats des 2 sexes, des tumeurs de la thyroïde chez les rats mâles et des tumeurs nasales chez les hamsters à des concentrations de 1,3 ou de 6,5 mg/m³. L'incidence d'adénomes du poumon chez les souris femelles s'accroissait à une concentration de 1,3 mg/m³ (MacEwen et al., 1981; Vernot et al., 1985). Dans le cadre d'études sur la toxicité chronique par voie orale, une augmentation des tumeurs pulmonaires a pu être observée chez des souris des 2 sexes exposées à l'hydrazine à des doses de 1,87 mg/kg p.c. par jour (Roe et al., 1967; Toth, 1969; Toth, 1972). Aucune étude sur la cancérogénicité par voie orale n'a été trouvée pour les rats. Cependant, une étude sur la cancérogénicité de la forme hydratée de l'hydrazine dans l'eau potable notait que cette substance induisait des tumeurs du foie chez des rats des deux sexes (Steinhoff et Mohr, 1988).

Les preuves sont insuffisantes pour évaluer le potentiel de cancérogénicité de l'hydrazine chez l'homme. Dans une étude d'une cohorte de 423 hommes travaillant dans une usine de fabrication d'hydrazine, 5 cas de cancers ont été signalés (3 cancers de l'estomac, 1 de la prostate et 1 du système nerveux) dans le groupe soumis à une exposition intermédiaire à l'hydrazine, alors qu'aucune tumeur n'a été observée dans le groupe soumis à l'exposition la plus élevée (Wald et al., 1984). Dans l'étude de suivi, la mortalité générale n'était pas élevée (49 décès observés contre 61,5 attendus) et les deux seuls cas de tumeurs dépassant les estimations prévues étaient deux cancers du poumon au sein du groupe le plus exposé (3 cas observés contre 2,43 attendus). En raison de la petite taille de l'échantillon, cette étude s'avère trop limitée pour exclure les faibles risques relatifs (Morris et al., 1995).

Les effets non néoplasiques observés dans les études chroniques comprennent une augmentation importante de l'inflammation de la trachée chez les rats mâles exposés à l'hydrazine par voie d'inhalation à des doses minimales avec effet nocif observé (DMENO) de 0,06 mg/m³, et une augmentation importante des lésions dans de multiples organes (foie, ganglions lymphatiques, reins, glandes thyroïde et surrénales) chez les hamsters mâles à 0,3 mg/m³(MacEwen et al., 1981; Vernot et al., 1985). Aucun renseignement n'était disponible au sujet des effets non néoplasiques découlant d'une exposition chronique à l'hydrazine par inhalation chez la souris d'une exposition chronique à l'hydrazine par voie orale chez les rongeurs. Une diminution de la consommation d'eau en fonction de la dose chez les rats et les souris des 2 sexes, ainsi qu'une augmentation des cas de prolifération des voies biliaires chez les rats mâles ont été observées à une concentration d'hydrazine de 0,3 mg/kg p.c. par jour dans le cadre d'études réalisées sur 2 années au cours desquelles les rongeurs étaient exposés à l'hydrazine hydrate (Steinhoff et Mohr, 1988; Steinhoff et al., 1990).

L'hydrazine s'est avérée génotoxique dans un certain nombre d'essais in vivo chez des animaux de laboratoire et des drosophiles (Drosophila), ainsi que dans des essais in vitro chez des bactéries, des levures et des cellules de mammifères. Dans le cadre des essais biologiques in vivoa pu être constatée une augmentation importante de la fréquence des dommages à l'ADN dans différents tissus (foie, poumon, rein, cerveau, moelle osseuse et muqueuses de l'estomac, du côlon et de la vessie) chez les souris mâles exposées par voie orale à des doses uniques d'hydrazine administrées par intubation gastrique ou par injection intrapéritonéale (Sasaki et al., 1998; Robbiano et al., 2006). On a aussi observé la formation de N7-méthylguanine et d'O⁶-méthylguanine dans l'ADN du foie de 344 rats Wistar, Sprague-Dawley et Fischer exposés à l'hydrazine par gavage oral (Becker et al., 1981; van Delft et al., 1997). La mutation génique était également positive chez les Drosophila exposés par voie orale à l'hydrazine (Jain et Shukla, 1972).

Les essais in vitro ont révélé que l'effet mutagène de l'hydrazine chez Salmonella typhimurium (avec activation métabolique), Escherichia coli (avec ou sans activation métabolique) et la levure (sans activation métabolique) [Herbold et Buselmaier, 1976; Herbold, 1978; McMahonet al., 1979; Marks et al., 1986). Dans le cadre d'essais biologiques sur des cellules de mammifères, des résultats positifs ont constamment pu être observés dans des essais de mutations de cellules de lymphomes de souris L5178Y, dans des essais d'induction de micronoyaux sur des cellules de hamster chinois V79, dans des essais de dommage à l'ADN dans des hépatocytes isolés de rats et dans des essais de transformation de cellules de fibroblaste de nouveau-nés humains (Milo et al., 1981; Sina et al., 1983; Onfelt, 1987; Kumariet al., 1992).

Des modes d'action pleinement élucidés pour l'induction des tumeurs observées qui ont été acceptés par d'autres organismes de réglementation n'ont pas été relevés, mais les données laissent entendre qu'il existe de nombreux modes d'action. L'un des modes d'action proposés implique la liaison directe de l'hydrazine avec un groupement amine libre à des molécules cellulaires clés; la formation d'espèces réactives telles que des intermédiaires de radicaux libres ou des ions méthyldiazonium résultant du métabolisme a également été proposée (ATSDR, 1997). L'hydrazine réagit avec des acides alpha­cétoniques pour former des hydrazones. Ce processus inhibe la consommation d'oxygène avec les substrats mitochondriaux in vitro, ce qui pourrait être à l'origine des effets hyperglycémiques et hypoglycémiques de l'hydrazine observés chez l'humain (O'Leary et Oikemus, 1956; Fortney, 1967; Ochoa et al., 1975). L'hydrazine peut se lier à la forme naturelle et active de la vitamine B₆pour produire de l'hydrazone (Cornish, 1969). En se liant à des dérivés de la vitamine B₆, l'hydrazine s'est avérée capable d'inhiber les réactions qui requièrent la vitamine B₆ en tant que cofacteur (telles que les réactions de transamination, de décarboxylation et des autres transformations des amino­acides, le métabolisme des lipides et des acides nucléiques ainsi que la phosphorylation du glycogène). La formation d'hydrazone dérivée de la vitamine B₆peut entraîner des convulsions et des anémies (Cornish, 1969). Des convulsions ont été observées chez des rats après l'injection intrapéritonéale de 100 mg/kg d'hydrazine (Cornish, 1969; CNRC, 1989). L'hydrazone peut également se former à partir de la réaction de l'hydrazine avec un formaldéhyde endogène et pourrait être impliquée dans le mécanisme de méthylation de l'ADN que certains estiment responsable des mutations géniques (ATSDR, 1997; CIRC, 1999). Avant tout, la génotoxicité résultant de l'interaction directe avec le matériel génétique doit être prise en compte comme mode d'action possible contribuant à la formation des tumeurs observées chez les rongeurs.

La valeur minimale de DMENO pour l'étude de la toxicité subchronique découlant d'une exposition par inhalation était de 0,26 mg/m³, d'après la lipidose observée dans le foie de souris ICR femelles exposées à l'hydrazine pendant 6 mois (Haun et Kinkead, 1973). Les expositions à court terme (jusqu'à 6 semaines) de rats et de souris à de fortes doses (26 mg/m³ et plus) d'hydrazine ont entraîné une toxicité hépatique (métamorphose graisseuse du foie) ainsi que des œdèmes pulmonaires et des dommages localisés sur la muqueuse bronchique (Comstock et al., 1954). La valeur minimale de DMENO de 0,06 mg/m³ basée sur l'augmentation de l'inflammation de la trachée a été établie par suite d'une exposition chronique (MacEwen et al., 1981; Vernot et al., 1985).

La DMENO pour la toxicité sous-chronique basée sur une étude sur l'exposition par voie orale se chiffrait à 12 mg/kg p.c. par jour, d'après une augmentation de la mortalité chez des rats albinos exposés à l'hydrazine dans l'eau potable pendant 14 semaines (Weatherby et Yard, 1955). La mortalité a également augmenté chez des souris Swiss femelles traitées à l'hydrazine pendant 7 jours à des doses sensiblement supérieures de 133 mg/kg p.c. et plus (Roe et al., 1967).

La DL₅₀ minimale par voie cutanée était de 93 mg/kg p.c. chez des lapins dont la peau rasée était exposée à l'hydrazine. Les indications relatives à l'absorption cutanée ont été notées rapidement, car une décoloration bleu-noir de la peau à l'endroit où la substance avait été appliquée a pu être observée dans les 15 minutes suivant l'administration d'hydrazine. Il s'est avéré que la décoloration observée pénétrait profondément dans le derme, ce qui correspondait à l'apparition d'une inflammation locale aiguë et d'un œdème modéré (Rothberg et Cope, 1956).

L'hydrazine a été classée en tant que sensibilisant cutané du groupe 2 par la Japan Society for Occupational Health (CERI, 2007). Des résultats positifs provenant d'un essai de sensibilisation ont été signalés pour les 23 volontaires testés avec une solution de 5 % d'hydrazine appliquée sur le bras, la zone d'application étant recouverte pendant 48 heures (Kligman, 1966). Une irritation cutanée a également été signalée dans le cadre d'un test épicutané d'exposition à l'hydrazine effectué sur des animaux (Hathaway, 1984; Mobay Chemical, 1984).

Les effets neurologiques de l'exposition à l'hydrazine ont été observés dans le cadre de différentes études sur l'homme et les animaux. Une déficience à long terme de l'apprentissage verbal et visuel, ainsi que de la mémoire verbale et visuelle a pu être observée chez un technicien de l'eau exposé à des concentrations inconnues de mélanges à base d'hydrazine (Richteret al., 1992). Les signes cliniques qui illustrent la toxicité neurologique ont été remarqués chez des êtres humains exposés une ou plusieurs fois à des mélanges à base d'hydrazine. Ces signes cliniques comprennent notamment une fatigue, des tremblements, des conjonctivites, des nausées, de la confusion et des vomissements (Reid, 1965; Sotaniemi et al., 1971; Harati et Niakan 1986). Dans le cadre d'expériences sur les animaux, des convulsions toniques ont été observées chez l'un des 8 chiens exposés en continu à une concentration de 1,33 mg/m³ d'hydrazine pendant 6 mois et chez des rats à qui on a administré une dose d'hydrazine de 100 mg/kg par injection intrapéritonéale (Cornish, 1969; Haun et Kinkead, 1973). Ces données laissent entendre que le système nerveux central peut représenter une cible de toxicité pour l'hydrazine, bien que ces effets n'aient pas été observés aux DMENO qui figurent dans la base de données sur les animaux.

Quant aux effets sur la reproduction, une étude sur la cancérogénicité de l'hydrazine a révélé des cas d'atrophie des ovaires et d'inflammation de l'endomètre ainsi que des trompes de Fallope chez des rates exposées à de fortes doses, soit 6,5 mg/m³ (MacEwen et al., 1981, Vernotet al., 1985). Dans une étude sur la reproduction après une absorption par voie orale, des lésions des cellules épithéliales testiculaires ont été observées chez des rats exposés à concentrations doses de la forme hydratée de l'hydrazine de 0,0014 mg/kg p.c. par jour et plus. Une réduction de la survie des embryons ainsi qu'une augmentation des pertes liées aux résorptions et de la mortalité préimplantation ont également été observées à une concentration de 0,016 mg/kg p.c. par jour (Duamin et al., 1984). Toutefois, aucune toxicité testiculaire n'a été relevée dans la base de données concernant l'hydrazine dans des études utilisant des doses plus élevées, dont les études sur la toxicité chronique par voie orale avec des concentrations de 0,3 mg/kg p.c. par jour pendant 2 ans (Steinhoff et Mohr, 1988; Steinhoff et al., 1990).

S'agissant de la toxicité pour le développement, une augmentation importante liée à la dose du nombre de résorptions par portée a pu être remarquée dans une étude sur l'embryotoxicité chez des rats exposés par injection intrapéritonéale à des doses de 5 mg/kg p.c. par jour d'hydrazine pendant les jours 6 à 15 de gestation, ou par une application cutanée unique de 50 mg/kg p.c. (Keller et al., 1982). Une toxicité maternelle a été observée à des concentrations identiques ou inférieures à celles pour lesquelles des effets sur développement ont été constatés. L'arrêt du gain de poids corporel et une nécrolyse épidermique ont été observés à l'endroit où la substance avait été appliquée en une fois à une concentration de 5 mg/kg p.c.; une réduction du poids corporel liée à la dose a été constatée à des doses de 5 mg/kg p.c. et plus administrées par injection intrapéritonéale (Keller et al., 1982). Aucune étude sur l'exposition par inhalation ou par voie orale permettant d'évaluer les effets de l'hydrazine sur le développement par ces voies n'a été relevée.

On a découvert que l'hydrazine était rapidement absorbée et largement répartie dans les tissus. L'hydrazine a été décelée dans le plasma et le foie de rats Sprague-Dawley mâles exposés par voie orale (intubation gastrique) à la forme hydratée de l'hydrazine dans de l'eau distillée (Preece et al., 1992b). De 18 à 35 % de la dose initiale était éliminée sous forme d'hydrazine, et de 1 à 6 % l'était sous forme de cétylhydrazine (Preece et al., 1992a; Preece et al., 1992b). Au moins 19 à 46 % de la dose administrée était absorbée, d'après les niveaux d'hydrazine et de ses métabolites excrétés dans les urines après 24 heures. Cependant, étant donné que certains métabolites de l'hydrazine ne pouvaient pas être détectés avec la méthode d'analyse utilisée pour cette étude, et comme la durée d'échantillonnage de 24 heures ne permettait pas de déceler parfaitement les métabolites de l'hydrazine dans l'urine, on peut penser que l'absorption de l'hydrazine dans le tractus gastro-intestinal est supérieure à la plage de 19 à 46 % observée (Preece et al., 1992a). Après une exposition de rats (exposition nasale uniquement), l'hydrazine et ses métabolites (monoacétylhydrazine et diacétylhydrazine) ont été excrétés dans les urines et l'absorption minimale de l'hydrazine a été estimée entre 8,4 et 29,5 %. Néanmoins, étant donné que les métabolites ont été analysés dans les urines seulement, l'absorption après l'exposition par inhalation pourrait être considérablement plus élevée que la plage de 8,4 à 29,5 % observée (Llewellyn et al., 1986).

Le niveau de confiance à l'égard de la base de données sur la toxicité de l'hydrazine est jugé modéré à élevé, car des renseignements pertinents à disposition permettent de déterminer des paramètres essentiels d'après des expositions répétées, que ce soit par voie orale ou par inhalation et à court terme ou à long terme. La seule exception concerne les études sur la toxicité pour la reproduction et le développement. Cependant, les données sur les effets de l'exposition par voie cutanée sont limitées. Les renseignements relatifs à la cancérogénicité sont quant à eux suffisants, la génotoxicité ayant été décelée tant dans les études in vivo et in vitro sur des animaux. Les preuves sont toutefois insuffisantes concernant la cancérogénicité de l'hydrazine chez l'homme.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

À la lumière principalement des évaluations d'organismes internationaux et nationaux réalisées selon la méthode du poids de la preuve (CIRC, 1987, 1999; USEPA, 1991; ATSDR, 1997; NTP, 2005; Commission européenne, 2008), la cancérogénicité constitue un effet critique pour la caractérisation du risque que présente l'hydrazine pour la santé humaine. Comme le démontre la section « Évaluation des effets sur la santé », des tumeurs ont été constatées dans les voies respiratoires chez les rats, les souris et les hamsters après une exposition par inhalation ou par voie orale à l'hydrazine, tandis que des tumeurs du foie ont été observées chez des rats exposés à la forme hydratée de l'hydrazine. La génotoxicité a été observée lors d'essaisin vivo et in vitro avec l'hydrazine. Bien que les modes d'action induisant des tumeurs chez les rongeurs n'aient pas été entièrement élucidés, selon le poids de la preuve de la cancérogénicité et de la génotoxicité de l'hydrazine, on ne peut exclure que les tumeurs observées puissent être le résultat d'une interaction directe de l'hydrazine avec le matériel génétique.

L'Environmental Protection Agency des États-Unis (1991) a quantifié les risques de cancer liés à l'exposition par inhalation à l'hydrazine en utilisant une procédure linéarisée à degrés multiples. L'unité de risque par inhalation de 4,9 × 10^-3 par µg/m³ a été calculée d'après une étude sur la cancérogénicité chez des rats exposés à l'hydrazine qui a été menée par MacEwen et al., en 1981 (USEPA, 1991).

À titre de comparaison, l'unité de risque par inhalation calculée par l'Environmental Protection Agency des États-Unis a été utilisée pour calculer un niveau de risque cancérogène d'après le modèle d'utilisation de la substance au Canada. La multiplication de l'estimation de la limite supérieure de l'exposition à l'hydrazine (4,42 × 10^-4µg/m³) dans l'air ambiant par l'unité de risque par inhalation de 4,9 × 10^-3 par (µg/m³) permet d'établir le niveau de risque à 2,17 × 10^-6. Compte tenu de la cancérogénicité et de la génotoxicité de l'hydrazine, qui pourrait entraîner des effets nocifs à tout degré d'exposition, il est établi que cette substance (comme sa forme hydratée) soit considérée comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.

En ce qui concerne les effets non cancérogènes après l'exposition par inhalation à l'hydrazine, à la DMENO minimale de 0,06 mg/m³, les cas d'inflammations de la trachée des rats mâles augmentent de façon importante. À une concentration plus élevée de 0,3 mg/m³, on observe une augmentation importante du nombre de lésions dans plusieurs organes (foie, ganglions lymphatiques, rein, glandes surrénales et thyroïde) chez les hamsters mâles. Aucun effet non néoplasique n'a été signalé après une exposition chronique à l'hydrazine par voie orale. Étant donné que la toxicité de l'hydrazine hydrate et de l'hydrazine est jugée similaire, la DMEO la plus faible de 0,3 mg/kg p.c. par jour d'hydrazine, estimée sur la base de l'augmentation des cas de prolifération des voies biliaires chez les rats mâles exposés à la forme hydratée de l'hydrazine dans des études de 2 ans sur la toxicité chronique, a été utilisée pour déterminer la dose avec effet critique. L'hydrazine n'est pas considérée comme un produit toxique pour le développement ou la reproduction étant donné que les effets spécifiquement observés sur les fonctions de reproduction et de développement se sont produits à des concentrations plus élevées (5 mg/kg p.c. par jour par injection intrapéritonéale ou 6,5 mg/m³ par inhalation) que la dose avec effet critique déterminée ci-dessus.

La comparaison de la concentration à effet critique non néoplasique pour l'exposition par inhalation chez les rats (0,06 mg/m³) avec la limite supérieure de concentration d'hydrazine dans l'air ambiant (4,42 × 10^-4 µg/m³) a permis d'obtenir une marge d'exposition (ME) de 135 746. Cette marge d'exposition est réputée adéquate s'agissant des effets non cancérogènes.

La concentration à effet critique non néoplasique pour l'exposition des rats par voie orale était de 0,3 mg/kg p.c. d'hydrazine, d'après la preuve de l'augmentation des cas de prolifération des voies biliaires chez les rats mâles exposés à la forme hydratée de l'hydrazine. La comparaison de la concentration à effet critique non néoplasique pour l'exposition par voie orale (0,3 mg/kg p.c. par jour) avec l'estimation de la limite supérieure de l'absorption quotidienne d'hydrazine pour la sous-population la plus sensible (4,0 × 10^-4 µg/kg p.c. par jour calculée pour les nourrissons nourris au lait maternisé) a permis d'obtenir une marge d'exposition de 7,5 × 10⁵. Cette marge d'exposition est réputée adéquate s'agissant des effets non cancérogènes.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente ébauche d'évaluation préalable n'inclut pas d'analyse détaillée des modes d'action de l'hydrazine en ce qui concerne l'induction des effets, notamment la cancérogénicité, la neurotoxicité et la toxicité pour la reproduction et le développement. Elle ne tient pas non plus compte des différences possibles de sensibilité à l'égard de la substance entre l'humain et les espèces examinées. Aucune étude standard sur la toxicité pour la reproduction n'était disponible. En outre, seuls des renseignements limités étaient disponibles concernant la toxicité potentielle de l'hydrazine découlant d'une exposition par voie cutanée. Cependant, il est estimé que la base de données est caractérisée de façon adéquate pour évaluer l'hydrazine sur la base de sa cancérogénicité.

Le manque de données canadiennes récentes concernant les niveaux d'hydrazine dans les milieux environnementaux, les aliments et les produits de consommation constitue une source d'incertitudes quant aux estimations de limite supérieure d'exposition pour la population générale du Canada. Toutefois, les inquiétudes liées à cette incertitude sont atténuées par le fait que le manque de données récentes peut être attribué aux niveaux très faibles d'hydrazine attendus dans l'environnement canadien ainsi que dans les aliments et les produits de consommation disponibles au Canada. Une confiance modérée à faible est donc attribuée au fait que les estimations de l'exposition calculées pour les différents milieux et les produits de consommation assurent une protection adéquate à la population générale du Canada, car des estimations et des scénarios de limite supérieure très prudents ont été utilisés en l'absence de données canadiennes récentes.

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Conclusion

D'après les données qui servent de base à la présente ébauche d'évaluation préalable, il est conclu que l'hydrazine pénètre ou peut 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 sur la diversité biologique.

Compte tenu de sa cancérogénicité et de la probabilité d'effets nocifs à tout niveau d'exposition, l'hydrazine est considérée comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en quantité, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.

Il est par conséquent établi que l'hydrazine satisfait à un ou plus des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999). L'hydrazine ne satisfait pas aux critères liés au potentiel de persistance ou de bioaccumulation qui figurent au Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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

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Références

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Annexe 1 : Valeurs estimatives de la limite supérieure de l'absorption journalière d'hydrazine dans la population canadienne

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Annexe 2 : Résumé de l'information sur les effets de l'hydrazine sur la santé*

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Annexe 3 : Étude de Ou et Street (1987a)

Ou, L.T., Street, J.J. 1987a. Microbial enhancement of hydrazine degradation in soil and water. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 39:541-548.

Les auteurs ont étudié la dégradabilité de l'hydrazine (sous forme de sulfate d'hydrazine) dans six types d'eau présentant des caractéristiques physiques et chimiques différentes. Quatre eaux fluviales et lacustres étaient comprises dans leur étude. Pour chaque type d'eau, un échantillon d'eau stérilisée et un échantillon d'eau non stérile ont été préparés. Les auteurs ont également effectué des essais avec un amendement bactérien, mais ils n'ont pas été pris en compte dans la présente évaluation en raison du manque de réalisme environnemental. L'interprétation des résultats a poussé les auteurs à conclure qu'il n'existait pas de relations entre la teneur en cuivre de l'eau et le taux de dégradation de l'hydrazine. Une nouvelle analyse de l'ensemble de données (tableau A.1) indique au contraire que cette relation existe; une approche fondée sur des mesures de la corrélation partielle a été utilisée pour le démontrer.

L'évaluateur a calculé numériquement des demi-vies (en jours [j]) pour les échantillons d'eau naturelle à partir des diagrammes présentant le pourcentage de dégradation de l'hydrazine dans le temps. Les valeurs en jours utilisées pour l'analyse des corrélations sont (N = 8) : eau non stérile de Santa Fe : 2,5 j; eau stérile de Santa Fe : 9,4 j; eau non stérile de Lake Alice : 7,4 j; eau stérile de Lake Alice : 8,8 j, eaux non stériles et stériles de Newmans Lake et de Prairie Creek : 14,1 j.

La covariance des concentrations aqueuses d'ions Cu et de l'abondance des bactéries masquait les relations individuelles entre chacune de ces variables et le taux de dégradation de l'hydrazine dans les échantillons d'eau naturelle. La figura A.1a montre la relation importante qui existe entre l'activité bactérienne (en UFC/mL) et la demi-vie de dégradation de l'hydrazine, une influence positive qu'avaient reconnue Ou et Street (1987a). La figure A.1b indique que cette relation est améliorée lorsque les concentrations aqueuses de Cu restent constantes (le principe de la corrélation partielle). La figure A.1c démontre que la demi-vie de l'hydrazine dans l'eau diminue avec l'augmentation des concentrations de Cu lorsque l'abondance de bactérie reste constante. Il n'a pas été jugé que les autres variables mesurées par les auteurs (tableau A.1) avaient un effet sur la demi-vie de l'hydrazine dans cette étude.

Tableau A.1 Caractéristiques physiques des six types d'eaux utilisés dans l'étude de Ou et Street (1987a)*

Figure A.1. (a) Corrélation totale entre la demi-vie de dégradation de l'hydrazine et l'abondance de bactéries en UFC/mL, pour les échantillons d'eaux naturelles (N = 8) testés par Ou et Street (1987a). (b) Corrélation partielle entre la demi-vie de dégradation de l'hydrazine et l'abondance de bactérie, avec une concentration constante de Cu dans l'eau. (c) Corrélation partielle entre la demi-vie de dégradation de l'hydrazine et la concentration de Cu dans l'eau, avec une abondance de bactéries constante. X1 = abondance de bactéries, X2 = Cu dans l'eau; X3 = demi-vie de dégradation de l'hydrazine.

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Annexe 4 : Sommaire de rigueur d'études

Sommaire de rigueur d'étude pour la persistance

Sommaire de rigueur d'étude pour la persistance

Sommaire de rigueur d'étude pour la persistance

Sommaire de rigueur d'étude pour la persistance

Notes de bas de page

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Date de modification :

2013-06-21