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Ébauche pour révision – ne pas citer ni distribuer

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ÉBAUCHE 5

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DOCUMENT SCIENTIFIQUE 7

POUR L’ÉLABORATION DES 8

RECOMMANDATIONS CANADIENNES POUR LA 9

QUALITÉ DES EAUX 10

VISANT LA PROTECTION DE LA VIE AQUATIQUE 11

12

13

Insecticides néonicotinoïdes 14 Acétamipride 15 Clothianidine 16 Imidaclopride 17 Thiaclopride 18

Thiaméthoxame 19 20

21

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23

24

Mars 202025

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NOTE AUX LECTEURS 26

Le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) est le principal forum 27 intergouvernemental qui, sous la direction des ministres de l’Environnement, mène une action 28 concertée dans des dossiers environnementaux d’intérêt national et international. 29

Le présent document scientifique, qui est destiné à l’élaboration des recommandations canadiennes 30 pour la qualité des eaux relativement aux insecticides néonicotinoïdes, a été préparé par le 31 ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs (MEPNP) de l’Ontario. 32

Le CCME tient à remercier Syngenta et Bayer d’avoir appuyé l’élaboration de recommandations 33 en communiquant leurs rapports exclusifs pour permettre la classification des données sur la 34 toxicité. Il tient aussi à remercier Environnement et Changement climatique Canada 35 (Adrienne Bartlett, Shane de Solla, Patricia Gillis, Ryan Prosser et Stacey Robinson), l’Université 36 de Guelph (Melanie Raby et Paul Sibley) et le MEPNP de l’Ontario (David Poirier) d’avoir réalisé 37 des essais de toxicité aiguë et chronique pour pallier l’absence de certaines données. 38

Pour obtenir plus d’information scientifique concernant ces recommandations pour la qualité des 39 eaux, communiquer avec : 40

Environnement et Changement climatique Canada 41 Place Vincent Massey 42 351, boul. St-Joseph 43 Gatineau (Québec) K1A 0H3 44 Téléphone : 1 800 668-6767 (au Canada seulement) ou 1 819 997-2800 (région de la 45 capitale nationale) 46 Courriel : [email protected] 47

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TABLE DES MATIÈRES 48

NOTE AUX LECTEURS ................................................................................................... i 49

LISTE DES TABLEAUX .................................................................................................. v 50

LISTE DES FIGURES .................................................................................................... vii 51

LISTE DES ABRÉVIATIONS ........................................................................................ viii 52

RÉSUMÉ ......................................................................................................................... x 53

1.0 Introduction ............................................................................................................ 1 54

2.0 Propriétés physiques et chimiques ........................................................................ 1 55

2.1 Présentation ....................................................................................................... 1 56

2.2 Méthodes d’analyse ........................................................................................... 4 57

2.2.1 CL-SM/SM ................................................................................................... 4 58

2.2.2 ELISA .......................................................................................................... 4 59

3.0 Sources, devenir et transport dans l’environnement ............................................. 5 60

4.0 Concentrations dans l’environnement ................................................................... 7 61

4.1 Concentrations dans les eaux de surface .......................................................... 7 62

4.2 Concentrations dans les sédiments ................................................................. 11 63

4.3 Concentrations dans le biote ............................................................................ 11 64

5.0 Toxicité des INN pour les organismes aquatiques .............................................. 11 65

5.1 Mode d’action ................................................................................................... 11 66

5.2 Toxicité pour les organismes aquatiques ......................................................... 12 67

5.2.1 Toxicité pour les organismes aquatiques invertébrés ................................ 12 68

5.2.2 Toxicité pour les autres organismes aquatiques ........................................ 13 69

6.0 Normes, recommandations et Valeurs de référence existantes sur la qualité des 70 eaux pour les INN, provenant d’autres gouvernements et d’anciens critères au Canada . 71 ............................................................................................................................ 14 72

7.0 Élaboration des concentrations de référence pour les expositions à court terme et 73 des RCQEa ................................................................................................................... 19 74

7.1 Collecte et évaluation des données sur la toxicité ............................................ 19 75

7.2 Méthodes utilisées pour établir les valeurs de référence et les RCQEa ........... 21 76

7.2.1 Calcul des concentrations de référence pour les expositions à court terme .. 77 .................................................................................................................. 27 78

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7.2.2 Élaboration des recommandations pour les expositions à long terme ....... 29 79

7.3 Élaboration des valeurs de référence pour les expositions à court terme et des 80 recommandations pour les expositions à long terme ................................................. 30 81

7.3.1 Acétamipride .............................................................................................. 32 82

7.3.2 Clothianidine .............................................................................................. 36 83

7.3.3 Imidaclopride ............................................................................................. 40 84

7.3.4 Thiaclopride ............................................................................................... 48 85

7.3.5 Thiaméthoxame ......................................................................................... 52 86

7.4 Résumé des valeurs de référence et des recommandations ........................... 56 87

7.5 Approche de l’indice de risque : application de valeurs de référence ou de 88 recommandations pour un mélange de INN .............................................................. 57 89

7.6 Comparaison entre les concentrations des RCQEa élaborées et les 90 recommandations existantes ..................................................................................... 59 91

7.7 Évaluation du degré de protection des RCQEa pour les expositions à long terme92 ......................................................................................................................... 60 93

8.0 Toxicité des mélanges de INN ............................................................................. 62 94

9.0 Considérations relatives aux utilisations des concentrations de référence à court 95 terme et des RCQEa ..................................................................................................... 62 96

Références .................................................................................................................... 65 97

Annexes ........................................................................................................................ 75 98

Annexe A – DSE des valeurs de référence pour les expositions à court terme pour des 99 ensembles de données entiers, (y compris les vertébrés et les plantes) .................. 75 100

Acétamipride .......................................................................................................... 75 101

Clothianidine .......................................................................................................... 77 102

Imidaclopride .......................................................................................................... 79 103

Thiaclopride ........................................................................................................... 82 104

Thiaméthoxame ..................................................................................................... 84 105

Annexe B – DSE des RCQEa pour les expositions à long terme pour des ensembles 106 de données entiers (y compris les vertébrés et les plantes) ...................................... 88 107

Acétamipride .......................................................................................................... 88 108

Clothianidine .......................................................................................................... 89 109

Imidaclopride .......................................................................................................... 91 110

Thiaclopride ........................................................................................................... 93 111

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Thiaméthoxame ..................................................................................................... 95 112

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LISTE DES TABLEAUX 114

Tableau 1. Propriétés physiques et chimiques de cinq INN ............................................ 3 115 Tableau 2. Nombre et exemples de produits homologués et leurs utilisations pour cinq 116

INN ........................................................................................................................... 5 117 Tableau 3. Propriétés de dégradation de cinq INN ......................................................... 6 118 Tableau 4. Concentrations de INN rapportées dans les eaux de surface ....................... 8 119 Tableau 5. Aperçu de quelques normes, recommandations et valeurs de référence en 120

eau douce pour les INN ......................................................................................... 17 121 Tableau 6. Grille d’évaluation de la qualité des données pour l’inclusion dans les RCQEa 122

sur les INN ............................................................................................................. 20 123 Tableau 7. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour l’élaboration 124

d’une recommandation sur l’exposition à court terme en eau douce ..................... 22 125 Tableau 8. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour l’élaboration 126

d’une recommandation sur l’exposition à court terme en eau salée....................... 23 127 Tableau 9. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour l’élaboration 128

d’une recommandation sur l’exposition à long terme en eau douce....................... 24 129 Tableau 10. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour l’élaboration 130

d’une recommandation sur l’exposition à long terme en eau salée ........................ 26 131 Tableau 11. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau douce 132

pour l’acétamipride ................................................................................................. 33 133 Tableau 12. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 134

terme à l’acétamipride en eau douce ..................................................................... 34 135 Tableau 13. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau douce 136

pour l’acétamipride ................................................................................................. 35 137 Tableau 14. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau douce 138

pour la clothianidine ............................................................................................... 36 139 Tableau 15. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 140

terme à la clothianidine en eau douce .................................................................... 37 141 Tableau 16. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau douce 142

pour la clothianidine ............................................................................................... 39 143 Tableau 17. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à long 144

terme à la clothianidine en eau douce .................................................................... 39 145 Tableau 18. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court terme 146

pour l’imidaclopride ................................................................................................ 41 147 Tableau 19. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 148

terme à l’imidaclopride en eau douce ..................................................................... 42 149 Tableau 20. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau salée 150

pour l’imidaclopride ................................................................................................ 44 151

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Tableau 21. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 152 terme à l’imidaclopride en eau salée ...................................................................... 44 153

Tableau 22. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau douce 154 pour l’imidaclopride ................................................................................................ 46 155

Tableau 23. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à long 156 terme à l’imidaclopride en eau douce ..................................................................... 46 157

Tableau 24. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court terme 158 pour le thiaclopride ................................................................................................. 49 159

Tableau 25. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 160 terme au thiaclopride en eau douce ....................................................................... 50 161

Tableau 26. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau douce 162 pour le thiaclopride ................................................................................................. 51 163

Tableau 27. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court terme 164 pour le thiaméthoxame ........................................................................................... 52 165

Tableau 28. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à court 166 terme au thiaméthoxame en eau douce ................................................................. 54 167

Tableau 29. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à long terme 168 pour le thiaméthoxame ........................................................................................... 55 169

Tableau 30. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur l’exposition à long 170 terme au thiaméthoxame en eau douce ................................................................. 55 171

Tableau 31. Résumé des valeurs de référence et des recommandations relatives aux INN172 ............................................................................................................................... 57 173

174

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LISTE DES FIGURES 175

Figure 1. Graphique de densité des données de toxicité acceptables pour les invertébrés 176 (rouge), les vertébrés (bleu) et les plantes (vert).................................................... 28 177

Figure 2. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour l’acétamipride ... 34 178 Figure 3. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour la clothianidine .. 38 179 Figure 4. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour la clothianidine ... 40 180 Figure 5. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour l’imidaclopride ... 43 181 Figure 6. DSE pour les expositions à court terme en eau salée pour l’imidaclopride .... 45 182 Figure 7. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour l’imidaclopride .... 47 183 Figure 8. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le thiaclopride ... 50 184 Figure 9. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le thiaméthoxame185

............................................................................................................................... 54 186 Figure 10. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour le thiaméthoxame187

............................................................................................................................... 56 188 189

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LISTE DES ABRÉVIATIONS 190

ARLA BIIC BSIC

Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire Borne inférieure de l’intervalle de confiance Borne supérieure de l’intervalle de confiance

CAS Chemical Abstracts Service CCME Conseil canadien des ministres de l’environnement CE50 concentration efficace médiane (50 %) CESE concentration estimée sans effet CEx concentration efficace, où x = pourcentage de l’ampleur de l’effet (%) CIA critère d’information d’Akaike CIAc critère d’information d’Akaike corrigé (pour les petits échantillons) CIx concentration inhibitrice, où x = pourcentage de l’ampleur de l’effet (%) CL chromatographie liquide CL50 concentration létale médiane CLHP chromatographie en phase liquide à haute performance CLx concentration létale, où x = pourcentage de l’ampleur de l’effet (%) CMAT concentration maximale acceptable de toxiques CMEO concentration minimale produisant un effet observé CSENO concentration sans effet nocif observé CSEO concentration sans effet observé DSE distribution de la sensibilité des espèces ELISA méthode immuno-enzymatique ET erreur type FBC facteur de bioconcentration FS facteur de sécurité IC intervalle de confiance IUPAC Union internationale de chimie pure et appliquée LDM limite de détection de la méthode m.a. matière active MEPNP de l’Ontario

ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario

nAChR récepteur nicotinique de l’acétylcholine INN insecticide néonicotinoïde NQE norme de qualité de l’environnement NQE-CMA norme de qualité de l’environnement exprimée en concentration maximale

admissible NQE-MA norme de qualité de l’environnement exprimée en valeur moyenne annuelle OMS Organisation mondiale de la santé OPQE objectif provincial de qualité de l’eau POCIS échantillonneurs intégrés de produits chimiques organiques passifs RAC ratio aigu-chronique

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RCQEa Recommandation canadienne pour la qualité des eaux SM spectrométrie de masse TD50 taux de dégradation (demi-vie) US EPA United States Environmental Protection Agency

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RÉSUMÉ 192

Le présent rapport décrit l’élaboration des recommandations canadiennes pour la qualité des eaux 193 (RCQEa) visant la protection de la vie aquatique pour les cinq insecticides néonicotinoïdes (INN) 194 suivants : l’acétamipride, la clothianidine, l’imidaclopride, le thiaclopride et le thiaméthoxame. 195 Les INN sont un groupe de pesticides utilisés souvent dans l’agriculture. Étant donné leur grande 196 solubilité dans l’eau, les INN sont transportés des terres agricoles vers les eaux de surface, où ils 197 ont été détectés à une fréquence élevée avec des concentrations habituellement comprises dans une 198 plage allant du ng L-1 au µg L-1 peu élevé. Il s’est avéré que le mode d’action des INN, à savoir la 199 neurotransmission continue due à l’activation du récepteur nicotinique de l’acétylcholine 200 (nAChR), cause la létalité et des effets sublétaux sur le comportement, la croissance et la 201 reproduction des organismes aquatiques. La toxicité varie considérablement entre les taxons; en 202 effet, il a été démontré que les invertébrés (notamment les insectes) sont plus sensibles aux INN 203 que les vertébrés. 204

Pour l’eau douce, des valeurs de référence pour les expositions à court terme et des RCQEa pour 205 les expositions à long terme ont été élaborées pour chaque INN à partir du protocole du CCME 206 (CCME 2007a), avec une réserve : cette valeur de référence et cette recommandation ont été 207 établies à partir des données recensées pour un seul groupe taxonomique (les invertébrés) tel que 208 recommandé lorsqu'il existe des différences de sensibilité entre les taxons en raison d'un mode 209 d'action différent. En raison du mode d’action propre aux INN, les invertébrés sont plus sensibles 210 que les vertébrés et les plantes, car leurs concentrations de nAChRs sont plus élevées. Ce 211 phénomène est illustré dans un graphique de densité1 contenant toutes les données acceptables 212 pour les expositions à court et à long terme. Il indique bien que les invertébrés (en rouge) sont 213 regroupés aux concentrations efficaces de INN les plus faibles, tandis que les vertébrés (y compris 214 les poissons; en bleu) et les plantes (y compris les algues; en vert) sont répartis dans les 215 concentrations de INN les plus élevées. Voir la figure ci-dessous : 216

217

1 Un graphique de densité peut être considéré comme la courbe de distribution représentative d’un histogramme, ce qui aide à visualiser la distribution des données dans un intervalle continu. Les sommets de la courbe de densité correspondent aux endroits où les points sont les plus concentrés.

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218 Graphique de densité des données sur la toxicité acceptables pour les invertébrés 219

(rouge), les vertébrés (bleu) et les plantes (vert) 220

221 Puisque la sensibilité varie, les données sur les poissons/amphibiens et les plantes 222 aquatiques/algues n’ont pas été incluses. De plus, la plupart des documents publiés ont tendance à 223 évaluer la toxicité des INN chez les invertébrés, ce qui a entraîné un manque de données sur la 224 toxicité pour les autres groupes taxonomiques. 225

Les valeurs de référence pour les expositions à court terme et les recommandations pour les 226 expositions à long terme des INN ont été établies à partir de données sur la toxicité provenant de 227 matières actives techniques, et non sur des formulations. La quantité de données disponibles était 228 assez importante pour établir une valeur de référence pour les expositions à court terme en eau 229 douce pour chacun des cinq INN en adoptant l’approche statistique (ou de type A) fondée sur la 230 distribution de la sensibilité des espèces (DSE). Les données étaient insuffisantes pour établir des 231 valeurs de référence pour les expositions à court terme en eau salée pour tous les INN, sauf 232 l’imidaclopride, pour lequel une valeur de référence a été établie à l’aide de l’approche statistique 233 (ou de type A) fondée sur la DSE. Les données étaient suffisantes pour élaborer des 234 recommandations pour les expositions à long terme en eau douce pour la clothianidine, 235 l’imidaclopride et le thiaméthoxame à l’aide de la même approche. Les données étaient 236 insuffisantes pour établir des recommandations de type A ou de type B1 pour l’acétamipride et le 237 thiaclopride; des recommandations de type B2 ont plutôt été établies. Les données étaient 238 insuffisantes pour établir des recommandations pour les expositions à long terme en eau salée pour 239 tous les INN. 240

xii Ébauche pour révision – ne pas citer ni distribuer

Le tableau ci-dessous présente un résumé des valeurs de référence pour les expositions à court 241 terme et des recommandations pour les expositions à long terme. 242

Valeurs de référence pour les expositions à court terme et recommandations 243 canadiennes pour la qualité des eaux pour les expositions à long terme pour 244 cinq INN 245

A Recommandation de type A 246 B2 Recommandation de type B2 247 AR = aucune recommandation n’a été élaborée 248 249

Ensuite, les recommandations pour chacun des INN peuvent être appliquées sur un échantillon 250 d’eau à l’aide d’une méthode de l’indice de risque (IR), au moyen de l’équation suivante : 251

𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖

𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑟𝑟𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

252

Un IR ≥ 1 indiquerait que les INN mesurés dans un échantillon d’eau sont à une concentration 253 pouvant présenter un risque pour les communautés aquatiques, alors qu’une valeur totale < 1 254 indiquerait que l’échantillon ne présente probablement aucun risque pour ces communautés. 255

2 La concentration de référence pour les expositions à court terme n’a pas à respecter le principe directeur, à savoir protéger toutes les espèces et toutes les étapes du cycle de vie pendant une exposition indéfinie à la substance dans l’eau. La valeur d’exposition à court terme est établie pour servir d’outil de gestion supplémentaire. Elle vise à protéger la plupart des espèces contre la létalité lors de phénomènes graves, mais transitoires, comme le déversement de substance et l’utilisation ou l’élimination inappropriées de cette substance. Le 5e centile calculé à partir d’une DSE des valeurs de concentration létale médiane (CL50) et de concentration efficace médiane (CE50) peut être interprété comme ayant un effet de létalité de 50 % pour 5 % des espèces (les plus sensibles).

Néonicotinoïde

Valeur de référence pour les expositions à court terme2 (µg L-1)

Recommandation pour les expositions à long terme (µg L-1)

Eau douce Eau salée Eau douce Eau salée

Acétamipride 1,9 (IC à 95 %, 0,29–21)A AR 0,04B2 AR Clothianidine 3,1 (IC à 95 %, 0,85–18)A AR 0,02 (IC à 95 %, 0,005–0,47)A AR Imidaclopride 4,1 (IC à 95 %, 1,3–20)A 4,5 (IC à 95 %,

0,85–74)A 0,01 (IC à 95 %, 0,001–2,6)A AR

Thiaclopride 1,8 (IC à 95 %, 0,16–31)A AR 0,003B2 AR Thiaméthoxame 13 (IC à 95 %, 3,2–72)A AR 0,23 (IC à 95 %, 0,029–19)A AR

1 Ébauche pour révision – ne pas citer ni distribuer

1.0 INTRODUCTION 256

Le présent document décrit l’élaboration des recommandations canadiennes pour la qualité des 257 eaux (RCQEa) visant la protection de la vie aquatique pour les cinq insecticides néonicotinoïdes 258 (INN) suivants : acétamipride, clothianidine, imidaclopride, thiaclopride et thiaméthoxame. Les 259 recommandations ont été élaborées grâce à la collecte, à l’évaluation et à la compilation de données 260 de toxicité aquatique. Les valeurs de référence pour les expositions à court terme et les 261 recommandations pour les expositions à long terme peuvent être comparées avec les 262 concentrations de INN observées dans l’environnement afin d’évaluer s’il existe un risque d’effets 263 nocifs sur la vie aquatique. Un dépassement de la valeur recommandée n’indique pas forcément la 264 présence d’effets nocifs, mais plutôt qu’il est justifié d’effectuer des recherches plus poussées sur 265 la santé du système aquatique. 266

Le présent document présente les propriétés physiques et chimiques des cinq INN, ainsi qu’un 267 aperçu de leurs sources (en mettant l’accent sur leur usage agricole), de leur devenir et de leur 268 transport dans l’environnement, y compris le potentiel de toxicité pour les organismes aquatiques. 269 Ensuite, les données sur la toxicité aquatique sont utilisées conformément au Protocole 270 d’élaboration des recommandations pour la qualité des eaux en vue de protéger la vie aquatique 271 du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) [CCME 2007a] afin de calculer 272 des valeurs de référence pour les expositions à court terme et des recommandations numériques 273 pour les expositions à long terme en eau douce pour chacun des cinq INN. Une valeur de référence 274 pour les expositions à court terme en eau salée a été élaborée pour l’un des INN (imidaclopride), 275 mais les données étaient insuffisantes pour établir une recommandation pour les expositions à long 276 terme en eau salée pour aucun des INN. 277

278

2.0 PROPRIÉTÉS PHYSIQUES ET CHIMIQUES 279

2.1 Présentation 280

Les INN sont une classe de pesticides systémiques qui agissent sur les récepteurs nicotiniques de 281 l’acétylcholine (nAChRs) dans le biote des invertébrés. L’appellation « néonicotinoïde » a été 282 suggérée par Tomizawa et Yamamoto (1993) pour décrire ces nouveaux composés insecticides 283 dont la structure et le mode d’action étaient semblables à ceux de la nicotine et des précurseurs des 284 néonicotinoïdes, les nicotinoïdes. Il existe neuf structures de INN, dont huit sont offertes sur le 285 marché et cinq sont homologuées au Canada : leurs noms, leurs structures et certaines de leurs 286 propriétés physiques et chimiques figurent au tableau 1. Chacune de ces cinq structures de INN 287 comporte un groupe fonctionnel et un pharmacophore. Parmi les groupes fonctionnels, il y a le 6-288 chloropyridin-3-ylméthyl (CPM, présent dans l’acétamipride, l’imidaclopride et le thiaclopride) et 289 le 2-chloro-1,3-thiazol-5-ylméthyl (CTM, présent dans la clothianidine et le thiaméthoxame). Les 290 pharmacophores comprennent = N–NO2 (présent dans la clothianidine, l’imidaclopride et le 291


thiaméthoxame) et = N–CN (présent dans l’acétamipride et le thiaclopride). C’est le 292 pharmacophore qui établit la liaison des INN avec le nAChR et génère l’activité insecticide 293 (Jeschke et Nauen 2008). 294

Tous les INN se présentent sous la forme de poudres cristallines incolores, blanches ou crème avec 295 une masse moléculaire de 223–292 g mol-1. Ils sont stables à des températures élevées, avec des 296 points de fusion > 99 °C, mais se décomposent avant l’ébullition. Les INN ne se volatilisent pas 297 (les tensions de vapeur vont de 10-3 à 10-6 mPa) et ne sont pas bioaccumulables (log KOE < 1). Une 298 propriété importante des INN est leur grande solubilité dans l’eau (340–4100 mg L-1), qui permet 299 de nombreuses méthodes d’application, mais aussi leur transport dans les systèmes aquatiques. 300


Tableau 1. Propriétés physiques et chimiques de cinq INN 301

a Source pour tout, excepté pour les structures : Pesticides Properties Database de l’Université du Hertfordshire (Lewis et al.et al. 2016), disponible à l’adresse : 302 http://sitem.herts.ac.uk/aeru/ppdb/en/index.htm (page consultée le 12 juillet 2018). 303 304

3 L’utilisation de log KOE ou de log POE n’est qu’un moyen de spécifier des abréviations différentes pour une même valeur. Les deux abréviations renvoient au logarithme décimal du coefficient de partage octanol/eau. Source : https://www.gesi.de/en/blog/2017/02/06/what-is-log-pow-the-o-w-partition-coefficient-in-sdss/ (en anglais seulement).

Néonicotinoïde No CAS Nom de l’UICPA Structure Masse

moléculaire (g mol-1)

Point de fusion (°C)

Coefficient de partage, log

POE3 (à 25 °C)

Tension de vapeur (mPa, à 25 °C)

Solubilité dans l’eau (mg L-1, à

20 °C)

Masse volumique apparente (g mL-1)

Acétamipride 135410-20-7

(E)-N1-[(6-chloro-3-pyridyl)méthyl]-N2-cyano-

N1-méthylacétamidine

Chaîne ouverte

222,7 98,9 0,80 1,73 x 10-4 2950 1,33

Clothianidine 210880-92-5

(E)-1-(2-chloro-1,3-thiazol-5-ylméthyl)-3-méthyl-2-

nitroguanidine

Chaîne ouverte

249,7 176,8 0,905 2,8 x 10-8 340 1,61

Imidaclopride 138261-41-3

(E)-1-(6-chloro-3-pyridylméthyl)-N-

nitroimidazolidin-2-ylidèneamine

Cycle à cinq chaînons

255,7 144 0,57 4,0 x 10-7 610 1,54

Thiaclopride 111988-49-9

(Z)-3-(6-chloro-3- pyridylméthyl)-1,3-

thiazolidin-2-ylidènecyanamide

Cycle à cinq chaînons

252,7 136 1,26 3,00 x 10-7 184 1,46

Thiaméthoxame 153719-23-4

(EZ)-3-(2-chloro-1,3-thiazol-5-ylméthyl)-5-

méthyl-1,3,5-oxadiazinan-4-ylidène(nitro)amine

Cycle à six chaînons

291,7 139,1 -0,13 6,60 x 10-6 4100 1,57

https://www.gesi.de/en/blog/2017/02/06/what-is-log-pow-the-o-w-partition-coefficient-in-sdss/


2.2 Méthodes d’analyse 305

Les INN ont été quantifiés dans des matrices comprenant l’eau, les sédiments et le sol (dont il est 306 question dans ce document), ainsi que dans la végétation, les tissus animaux, le miel et le pollen. 307 Actuellement, il existe deux approches principales : d’un côté la séparation par chromatographie 308 liquide couplée à la spectrométrie de masse en tandem (CL-SM/SM), et de l’autre la méthode 309 immuno-enzymatique (ELISA). Parmi les approches moins répandues, mentionnons la 310 fluorescence induite photochimiquement (Fuentes et al. 2015) et la chromatographie en phase 311 liquide avec détection par ultraviolet (p. ex., Pavlaki et al. 2014; Sánchez-Bayo et Hyne 2014). 312

313

2.2.1 CL-SM/SM 314

Les analyses des résidus de INN ont d’abord porté sur des matrices de fruits et de légumes (p. ex., 315 Di Muccio et al. 2006; Obana et al. 2003). Les échantillons environnementaux nécessitaient des 316 limites de détection plus basses, et des méthodes utilisant la spectrométrie de masse en tandem 317 (SM/SM) ont été élaborées (p. ex., Hao et al. 2015; Hao et al. 2016). L’analyse par CL-SM/SM 318 est avantageuse, parce qu’elle nécessite de faibles volumes d’échantillons, les limites de détection 319 sont basses, et parce qu’elle permet l’analyse simultanée d’un vaste éventail de pesticides et 320 d’éléments non ciblés. Les limites de détection sont souvent de l’ordre du ng L-1peu élevé. Les 321 méthodes à haut rendement, comme celles mises au point par Hao et al. (2016), reposent sur 322 l’injection aqueuse directe et sur l’ionisation par électronébuliseur. D’autres méthodes utilisent 323 l’extraction en phase solide (p. ex., Starner et Goh 2012; Struger et al. 2017). Les matrices 324 complexes (p. ex., miel et végétation) doivent être nettoyées avant l’injection, par exemple par la 325 technique QuEChERS (quick, easy, cheap, effective, rugged and safe [rapide, facile, économique, 326 efficace, robuste et sécuritaire]) [p. ex., Jiao et al. 2016; Jovanov et al. 2014]. 327

328

2.2.2 ELISA 329

Dans un essai ELISA, le INN cible se lie à un anticorps, amenant ainsi une enzyme couplée à 330 catalyser une réaction et à générer une couleur détectable. Les essais ELISA représentent des outils 331 pratiques pour analyser les résidus de INN, car ils sont rapides, n’exigent pas de compétences ni 332 d’équipement à la fine pointe et sont relativement économiques. En contrepartie, ces essais peuvent 333 uniquement détecter la substance chimique pour laquelle ils ont été mis au point (Watanabe et al. 334 2013). Par conséquent, un essai ELISA est utile comme technique de dépistage ou pour une analyse 335 ciblée. De plus, les limites de détection utilisant des essais ELISA sont généralement plus élevées 336 que pour la CL-SM/SM et sont associées à des plages dynamiques (ou de fonctionnement) en µg L-337 1 (Watanabe et al. 2013). 338

339


3.0 SOURCES, DEVENIR ET TRANSPORT DANS L’ENVIRONNEMENT 340

Les INN dans l’environnement proviennent surtout de leur utilisation comme insecticides agricoles 341 pour lutter contre les insectes ravageurs suceurs. Des exemples de produits homologués et de leurs 342 utilisations figurent au tableau 2. Les formulations de produits disponibles comprennent des 343 granulés, des poudres mouillables, des concentrés solubles et des boues pour le traitement des 344 semences. Pour une présentation générale des données sur les ventes de INN au Canada, consulter 345 le Rapport sur les ventes de produits antiparasitaires de l’Agence de réglementation de la lutte 346 antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada en 2015 (SC ARLA 2015), en 2016 (SC ARLA 2016a) 347 et en 2017 (SC ARLA 2017a). 348

Tableau 2. Nombre et exemples de produits homologués et leurs utilisations pour 349 cinq INN 350

a Information tirée de la base de données Information sur les produits antiparasitaires de l’ARLA de juillet 2018, qui est accessible à 351 l’adresse suivante : http://pr-rp.hc-sc.gc.ca/pi-ip/index-fra.php 352 b Applications vétérinaires 353 354 355 Les néonicotinoïdes sont très solubles dans l’eau, ce qui permet de nombreuses méthodes 356 d’application sur les cultures. L’application par enrobage des semences ou par traitement du sol, 357 qui permet à l’insecticide de protéger les plantes à toutes les étapes de leur cycle de vie (Jeschke 358 et al. 2011), est couramment utilisée pour protéger les plantes de grande culture comme le maïs et 359 le soya. D’autres méthodes existent, y compris la pulvérisation foliaire, l’ajout à l’eau d’irrigation 360 dans les serres et l’application ciblée sur des troncs d’arbre, par exemple pour lutter contre l’agrile 361 du frêne (Jeschke et al. 2011). 362

Une fois dans le sol, les INN sont relativement persistants puisque leurs demi-vies sont estimées 363 comprises entre 27 et > 1000 jours (comme le résument Bonmatin et al. 2015). Dans des conditions 364 aérobies, les demi-vies dans le sol vont habituellement de 1,6 à 545 jours (tableau 3). Des études 365 sur le terrain indiquent qu’après des années consécutives d’application sur le terrain, les résidus de 366 INN dans les sols agricoles atteignent un plateau (Schaaafsma et al. 2016; Xu et al. 2016). À partir 367 du sol, les INN peuvent être transportés dans l’environnement aquatique par lessivage et 368 ruissellement, comme cela a été démontré pour tous les INN et de nombreuses méthodes 369 d’application (Chrétien et al. 2017; de Perre et al. 2015; Gupta et al. 2002; Gupta et al. 2008; 370

INN Produits homologués au Canadaa

Exemples d’utilisation Nombre Exemples d’appellations

commerciales

Acétamipride 7 Vault, Tristar, Assail Lutte contre les insectes ravageurs sur les plantes d’ornement, les légumes et les fruits

Clothianidine 16 Clutch, Poncho, Titan, Arena, NipsIt Inside

Lutte contre les insectes ravageurs sur les pommes de terre, les fruits et les céréales (y compris le maïs)

Imidaclopride 96 Admire, Alias, Stress shield, Gaucho, Credo, Advantageb

Lutte contre les insectes ravageurs sur les pommes de terre, les céréales, le canola, les fruits et les légumes et certaines

applications vétérinaires Thiaclopride 2 Calypso 480 SC Lutte contre les insectes sur certains fruits

Thiaméthoxame 22 Cruiser, Cruiser Maxx, Actara, Helix

Lutte contre les insectes sur les pommes de terre, le maïs, le canola et le soya


Hladik et al. 2017; Huseth et Groves 2014; Kurwadkar et al. 2013; Kurwadkar et al. 2014; 371 Radolinski et al. 2018; Smalling et al. 2017; Zhang et al. 2018). Il a été démontré que le transport 372 est également attribuable au ruissellement nival et aux particules de sol dans les milieux humides 373 des Prairies canadiennes (Main et al. 2016), au transport dans l’air de sols contaminés (Forero et 374 al. 2017) et à la poussière provenant d’activités de plantation (Xue et al. 2015). Sur le plan 375 temporel, le transport de INN repose sur les précipitations (Hladik et al. 2014; Struger et al. 2017), 376 leur concentration étant plus élevée après la plantation de semences (Main et al. 2014; Schaafsma 377 et al. 2015). Une fois dans l’environnement aquatique, les INN sont sujets à une décomposition 378 par hydrolyse, par photodégradation et par l’activité microbienne (tableau 3). Les néonicotinoïdes 379 se décomposent plus facilement par photolyse; par conséquent, la turbidité de l’eau et la 380 pénétration de la lumière du soleil dans les eaux de surface influencent la persistance des INN. 381 Dans une étude de Lu et al. (2015), une photolyse négligeable dans des eaux claires à des 382 profondeurs > 8 cm a été observée, ce qui indique un effet d’écran et une persistance dans les eaux 383 de surface. 384

Tableau 3. Propriétés de dégradation de cinq INN 385

Source : http://sitem.herts.ac.uk/aeru/ppdb/en/index.htm (en anglais seulement) [page consultée le 12 juillet 2018]. 386 1 Critères de persistance (tirés du tableau 2.3 figurant à l’adresse https://www.ontario.ca/document/ontario-toxics-reduction-program-387 reference-tool-assessing-safer-chemical-alternatives-0 [en anglais seulement], reproduit ci-dessous) 388 389

Facteur Mesure ou paramètre Niveau de préoccupation ou évaluation Persistance (demi-vie, T1/2)

T1/2 dans l’eau > 6 mois (préoccupation élevée; catégorisation de la LIS sous la LCPE [EC 2003]); toutefois, d’autres valeurs doivent également être prises en compte) > 60 jours (préoccupation élevée) < 30 à ≤ 60 jours (préoccupation moyenne) ≤ 30 jours (préoccupation faible)

Persistance (demi-vie, T1/2)

T1/2 dans le sol et les sédiments

> 6 mois dans le sol (préoccupation élevée; catégorisation de la LIS sous la LCPE [EC 2003]; toutefois, d’autres valeurs doivent également être prises en compte) > 1 an dans les sédiments (préoccupation élevée; catégorisation de la LIS sous la LCPE [EC 2003]; toutefois, d’autres valeurs doivent également être prises en compte) > 180 jours (préoccupation élevée) > 90 à ≤ 180 jours (préoccupation moyenne) ≤ 90 jours (préoccupation faible)

Bioaccumulation FBC ou FBA ≥ 5000 (préoccupation élevée; catégorisation de la LIS sous la LCPE [EC 2003]; toutefois, d’autres valeurs doivent également être prises en compte) ≥ 1000 (préoccupation élevée) ≥ 100 à < 1000 (préoccupation moyenne) < 100 (préoccupation faible)

Environnement terrestre1

Environnement aqueux1

Néonicotinoïde

TD50 dans un sol typique

(en jours, aérobie)

TD50 hydrolyse (en jours, à 20 °C et à

un pH de 7)

TD50 photolyse aqueuse (en jours,

à un pH de 7)

TD50 système eau-sédiment

(en jours)

TD50 dans l’eau seulement (en

jours)

Acétamipride 1,6 Stable 34 – 4,7 Clothianidine 545 Stable 0,1 56,4 40,3 Imidaclopride 191 Stable 0,2 129 30 Thiaclopride 15,5 Stable Stable 28 8,5

Thiaméthoxame 50 Stable 2,7 40 30,6

https://www.ontario.ca/document/ontario-toxics-reduction-program-reference-tool-assessing-safer-chemical-alternatives-0

https://www.ontario.ca/document/ontario-toxics-reduction-program-reference-tool-assessing-safer-chemical-alternatives-0


Facteur Mesure ou paramètre Niveau de préoccupation ou évaluation Bioaccumulation Log KOE > 5 (préoccupation élevée; catégorisation de la LIS sous la LCPE

[EC 2003]; toutefois, d’autres valeurs doivent également être prises en compte) > 4 à ≤ 5 (préoccupation moyenne) ≤ 4 (préoccupation faible)

390 4.0 CONCENTRATIONS DANS L’ENVIRONNEMENT 391

4.1 Concentrations dans les eaux de surface 392

Des INN sont souvent détectés dans les eaux de surface au Canada et ailleurs. Mis à part la 393 concentration de 320 µg L-1 d’imidaclopride rapportée par Van Dijk et al. (2013) et celle de 394 225 µg L-1 de thiaméthoxame rapportée par Anderson et al. (2013), les concentrations maximales 395 de INN rapportées se situent généralement entre 0,1 et 10 µg L-1. Les concentrations médianes 396 rapportées sont inférieures d’un ou deux ordres de grandeur, soit de 0,01 à 0,5 µg L-1. En 2015, 397 Morrissey et al. ont effectué une enquête bibliographique sur les concentrations de chacun des 398 INN dans les eaux de surface, puis ont calculé une moyenne géométrique pour les concentrations 399 moyennes et maximales de 0,13 et de 0,63 µg L-1, respectivement. Il y a peu de temps, Stehle et 400 al. (2018) ont réalisé une étude sur les concentrations mondiales d’insecticides dans les eaux de 401 surface, dans laquelle les concentrations calculées sont plus élevées. Ils ont rapporté des 402 concentrations de INN du 50e centile de 0,353 µg L-1 et du 90e centile de 2,09 µg L-1 (Stehle et al. 403 2018). Les concentrations maximales (ou « événements épisodiques ») sont généralement 404 déterminées par les précipitations (Hladik et al. 2014). Le tableau 4 donne un aperçu des 405 concentrations environnementales dans les eaux de surface. D’autres données de surveillance 406 provenant du Groupe de travail sur la surveillance environnementale de l’ARLA4 apparaissent 407 dans les documents de décision proposée de l’ARLA sur les INN (SC ARLA 2016b; SC 408 ARLA 2018a; SC ARLA 2018b). 409

4 http://www.agr.gc.ca/fra/industrie-marches-et-commerce/tables-rondes-sur-les-chaines-de-valeur/neonicotinoides/reunion-du-forum-multilateral-sur-les-neonicotinoides-compte-rendu-des-decisions/?id=1547665039923

http://www.agr.gc.ca/fra/industrie-marches-et-commerce/tables-rondes-sur-les-chaines-de-valeur/neonicotinoides/reunion-du-forum-multilateral-sur-les-neonicotinoides-compte-rendu-des-decisions/?id=1547665039923

http://www.agr.gc.ca/fra/industrie-marches-et-commerce/tables-rondes-sur-les-chaines-de-valeur/neonicotinoides/reunion-du-forum-multilateral-sur-les-neonicotinoides-compte-rendu-des-decisions/?id=1547665039923


Tableau 4. Concentrations de INN rapportées dans les eaux de surface 410

Système aquatique Lieu d’étude Concentration (μg L-1)

Références Maximale Médiane Fréquence de détection

Lisière de champs Terres cultivées, Sud-Ouest de l’Ontario (Canada)

43,60 pour la clothianidine; 16,50 pour le thiaméthoxame

ND 100 % pour la clothianidine; 98,7 % pour le thiaméthoxame

Schaafsma et al. 2015

Lisière de champs Drains en tuyaux et fossés ouverts, Sud-Ouest de l’Ontario (Canada)c

Drains en tuyaux : 6,95 pour la clothianidine; 2,63 pour le thiaméthoxame; 0,21 pour l’imidaclopride; 1,53 pour l’acétamipride; 0,04 pour le thiaclopride Fossés : 7,2 pour la clothianidine; 3,82 pour le thiaméthoxame; 2,94 pour l’imidaclopride; 0,08 pour le thiaclopride; 0,03 pour l’acétamipride

Drains en tuyaux : 88 % pour la clothianidine; 58 % pour le thiaméthoxame; 12 % pour l’imidaclopride; 8 % pour l’acétamipride; 2 % pour le thiaclopride Fossés : 95 % pour la clothianidine; 50 % pour le thiaméthoxame; 13 % pour l’imidaclopride; 5 % pour l’acétamipride; 2 % pour le thiaclopride

Schaafsma et al. 2019

Lisière de champs Terres cultivées de recherche, Iowa (États-Unis)


ND ND Hladik et al. 2017

Lisière de champs Illinois (États-Unis) 1,3 pour la clothianidine* ND ND de Perre et al. 2015

Lisière de champs (ruissellement de surface)

Terres cultivées à Saint-Samuel, Québec (Canada)

2,20 pour le thiaméthoxame; 0,07 pour la clothianidine

0,46 pour le thiaméthoxame; 0,02 pour la clothianidine

100 % pour le thiaméthoxame; 92,5 % pour la clothianidine

Chrétien et al. 2017

Lisière de champs/réseau hydrographique

Sud-Ouest de l’Ontario (Canada)

10,4 pour l’imidaclopride; 0,399 pour la clothianidine, 1,34 pour le thiaméthoxame; 0,491 pour l’acétamipride; 0,427 pour le thiaclopride

< 0,001–0,585 pour l’imidaclopride; < 0,002–0,031 pour la clothianidine; < 0,001–0,101 pour le thiaméthoxame; ≤ 0,008 pour l’acétamipride et le thiaclopride

0–100 %, selon le site Struger et al. 20175

Lisière de champs/réseau hydrographique

Sud-Ouest de l’Ontario (Canada)

0,52 pour la clothianidine; 2,7 pour le thiaméthoxame; 2,3 pour l’imidaclopride; < 0,02 pour l’acétamipride, le dinotéfurane et le thiaclopride

0,045 pour la clothianidine; 0,027 pour le thiaméthoxame; 0,005 pour l’imidaclopride; ≤ 0,005 pour l’acétamipride, le dinotéfurane et le thiaclopride

93 % pour la clothianidine; 40 % pour l’imidaclopride; 79 % pour le thiaméthoxame; < 1 % pour l’acétamipride, le dinotéfuran et le thiaclopride

Ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs (MEPNP) de l’Ontario 2016

5 Ces données sont disponibles dans une base de données en libre accès sur la surveillance des pesticides dans les affluents des Grands Lacs de 2002 à aujourd’hui (ECCC 2019).




Réseau hydrographique Sud-Ouest de l’Ontario (Canada)

0,972 pour l’imidaclopride; 0,914 pour le thiaméthoxame; 0,740 pour la clothianidine; 0,004 pour le thiaclopride; 0,249 pour l’acétamipridea

ND 94 % pour l’imidaclopride; 100 % pour le thiaméthoxame et la clothianidine; 33 % pour le thiaclopride; 72 % pour l’acétamipride

Metcalfe et al. 2019

Réseau hydrographique Fleuve Saint-Laurent et ses affluents, Québec (Canada)

0,0070 pour la clothianidine; 0,0011 pour l’imidaclopride; 0,0042 pour le thiaméthoxame

0,0036 pour la clothianidine; 0,0038 pour le thiaméthoxame; ND pour l’imidaclopride

46 % pour la clothianidine; 10 % pour l’imidaclopride; 59 % pour le thiaméthoxame

Montiel-Leon et al. 2019

Réseau hydrographique Rivière Rouge, Manitoba (Canada)

≤ 0,0317 pour l’imidaclopride, la clothianidine et le thiaméthoxame

≤ 0,0051 pour l’imidaclopride, la clothianidine et le thiaméthoxame

100 % pour la clothianidine et le thiaméthoxame; > 90 % pour l’imidaclopridea

Challis et al. 2018

Réseau hydrographique Alberta (Canada) 0,0447 pour le thiaméthoxame; 0,0285 pour la clothianidine; 0,0632 pour l’imidaclopride

ND Pour tous les néonicotinoïdes : ≤ 3,6 % dans les rivières et les fleuves; ≤ 30,8 % dans les cours d’eau et les ruisseaux

Cook et al. 2017

Réseau hydrographique Alberta (Canada) 0,101 pour le thiaméthoxame; 0,0365 pour la clothianidine; 0,0447 pour l’imidaclopride

ND Pour tous les néonicotinoïdes : ≤ 11,5 % dans les rivières et les fleuves; ≤ 32,8 % dans les cours d’eau et les ruisseaux

Cook et al. 2018

Réseau hydrographique Guangzhou (Chine) 0,154 pour l’imidaclopride; 0,070 pour le thiaméthoxame; 0,038 pour la clothianidine; 0,077 pour l’acétamipride; 0,003 pour le thiaclopride

0,0725 pour l’imidaclopride; 0,0532 pour le thiaméthoxame; 0,0252 pour la clothianidine; 0,0344 pour l’acétamipride; 0,00103 pour le thiaclopride

100 % pour l’imidaclopride, le thiaméthoxame, la clothianidine et l’acétamipride; 93 % le thiaclopride

Yi et al. 2019

Réseau hydrographique États-Unis 0,143 pour l’imidaclopride; 0,066 pour la clothianidine; 0,190 pour le thiaméthoxame

0,0273 pour l’imidaclopride; 0,0113 pour la clothianidine; 0,0161 pour le thiaméthoxame

37 % pour l’imidaclopride; 24 % pour la clothianidine; 21 % pour le thiaméthoxame

Bradley et al. 2017; Hladik et Kolpin 2016

Réseau hydrographique Région des Grands Lacs (États-Unis)

0,226 pour la clothianidine; 0,153 pour l’imidaclopride; 0,075 pour le thiaméthoxame (toutes les valeurs maximales proviennent de la rivière Maumee, en Ohio)

Comprise entre ND et 0,027 pour tous les néonicotinoïdes

53 % pour l’imidaclopride; 44 % pour la clothianidine; 22 % pour le thiaméthoxame; < 2 % pour l’acétamipride et le dinotéfurane

Hladik et al. 2018

Réseau hydrographique Californie (États-Unis) 3,29 pour l’imidaclopride ND 89 % pour l’imidaclopride Starner et Goh 2012

Réseau hydrographique Iowa (États-Unis) 0,257 pour la clothianidine; 0,043 pour l’imidaclopride; 0,185 pour le thiaméthoxame

0,0082 pour la clothianidine; < 0,002 pour l’imidaclopride et le thiaméthoxame

75 % pour la clothianidine; 23 % pour l’imidaclopride; 47 % pour le thiaméthoxame

Hladik et al. 2014

Réseau hydrographique Région de Sydney (Australie)

0,38 pour l’acétamipride; 0,42 pour la clothianidine; 4,56 pour l’imidaclopride; 1,37 pour le

ND 73 % pour l’acétamipride; 53 % pour la clothianidine; 93 % pour l’imidaclopride; 80 % pour le

Sánchez-Bayo et Hyne 2014




thiaclopride; 0,20 pour le thiaméthoxame

thiaclopride; 27 % pour le thiaméthoxame

Réseau hydrographique Catalogne (Espagne) 0,00539 et 0,06653 pour l’imidaclopride en 2010 et en 2011, respectivement

ND 64 et 78 % pour l’imidaclopride en 2010 et en 2011, respectivement

Masiá et al. 2015

Réseau hydrographique Pays-Bas 320 pour l’imidacloprideb ND ND Mention dans Van Dijk et al. 2013

Réseau hydrographique/terres humides/lisière de champs

Terres cultivées, Indiana (États-Unis)

0,67 pour la clothianidine; 0,18 pour l’imidaclopride; 0,02 pour le thiaméthoxame

ND > 87 % pour tous les néonicotinoïdes Miles et al. 2017

Terres humides Terres cultivées dans les terres humides de la région des cuvettes des Prairies, Saskatchewan (Canada)


ND 16–91 %, selon la saison Main et al. 2014

Terres humides Terres cultivées, Hautes Plaines du Sud, Texas (États-Unis)

44,1 pour l’acétamipride; 225 pour le thiaméthoxame

0,1 pour l’acétamipride; 0,1 pour le thiaméthoxame

4–17 % pour l’acétamipride; 25–31 % pour le thiaméthoxame

Anderson et al. 2013

Terres humides Missouri (États-Unis) 0,10 pour la clothianidine; 0,97 pour l’imidaclopride; 0,12 pour le thiaméthoxame

ND 21–67 % pour la clothianidine; 3–48 % pour l’imidaclopride; 0–8 % pour le thiaméthoxame

Kuechle et al. 2019

Terres humides Nebraska (États-Unis) 0,008 pour la clothianidine; 0,003 pour l’imidaclopride

0,003 pour la clothianidine; < 0,002 pour l’imidaclopride

85 % pour la clothianidine; 15 % pour l’imidaclopride; 0 % pour l’acétamipride, le thiaclopride et le thiaméthoxame

Schepker et al. 2020

ND = non déclaré; * Valeur estimée à partir d’un graphique 411 a Détection par échantillonnage passif 412 b Détection en 2005 près de Noordwijkerhout (Pays-Bas); les auteurs de l’étude ont indiqué qu’il s’agissait de la donnée excédante la plus élevée enregistrée 413 c Possiblement non représentatif de l’habitat des organismes aquatiques 414


4.2 Concentrations dans les sédiments 415

Contrairement aux eaux de surface, les INN ont rarement été mesurés dans les sédiments. Main et 416 al. (2014) ont analysé des carottes de sédiments de terres humides dans la région des cuvettes des 417 Prairies du Canada, où peu de résidus de INN (fréquence de détection de 6 %) ont été trouvés, les 418 concentrations maximales étant ≤ 20 µg kg-1. Il y a peu de temps, Kuechle et al. (2019) ont étudié 419 les concentrations de néonicotinoïdes dans les sédiments des terres humides de plaines inondables 420 affectées par l’activité agricole. Ils ont souvent détecté des résidus de clothianidine et 421 d’imidaclopride (fréquence de détection de 31 à 55 %) et ont trouvé des concentrations maximales 422 de 11,93 µg kg-1 pour la clothianidine et de 10,19 µg kg-1 pour l’imidaclopride. Le thiaméthoxame 423 a rarement été détecté, à raison d’une fréquence de détection < 13 % (Kuechle et al. 2019). Comme 424 les INN ne sont pas lipophiles (log POE < 1,5; voir le tableau 1), il n’est pas attendu qu’ils soient 425 retenus dans les sédiments ou s’y accumulent (Main et al. 2014). 426

427

4.3 Concentrations dans le biote 428

Étant donné leur hydrosolubilité élevée (tous > 180 mg L-1) et leur faible coefficient de partage 429 (tous les log KOE sont < 1,3), il n’est pas attendu que les INN s’accumulent dans le biote. Les 430 facteurs de bioconcentration (FBC) de l’imidaclopride établis de façon théorique et expérimentale 431 ont été calculés à < 1, ce qui indique un faible potentiel de bioaccumulation de l’imidaclopride 432 dans les organismes. La Commission européenne a calculé un FBC de 0,61 pour les poissons 433 d’après un log POE = 0,57 (Commission européenne 2011). Selon une étude d’Iturburu et al. 434 (2017), malgré l’absorption de l’imidaclopride dans les tissus des poissons (cerveau, branchies, 435 muscle, intestin et foie) exposés à des concentrations élevées (~100 µg L-1) pendant 48 heures, les 436 FBC calculés étaient généralement < 1. De plus, Iturburu et al. (2017) en sont venus à la conclusion 437 suivante : 438

Puisque les concentrations utilisées dans l’essai de bioaccumulation étaient plus élevées 439 que les niveaux de résidus trouvés habituellement dans les eaux de surface, les FBC 440 obtenus (généralement inférieurs à 1) indiquent que dans le milieu naturel, la concentration 441 de résidus dans les tissus des poissons ne sera pas supérieure à celle dans les eaux 442 environnantes. (Iturburu et al. 2017, p. 704) [traduction libre] 443

444

5.0 TOXICITÉ DES INN POUR LES ORGANISMES AQUATIQUES 445

5.1 Mode d’action 446

Les INN se lient aux nAChR présents dans le système nerveux central des invertébrés. Cette liaison 447 entraîne un changement de conformation dans le récepteur responsable des mouvements ioniques, 448


ce qui permet la neurotransmission (Jeschke et Nauen 2012; Tomizawa et Casida 2003). Lorsque 449 les nAChRs sont bloqués par des molécules de INN, la neurotransmission survient en continu, ce 450 qui entraîne la paralysie et la mort de l’organisme. 451

452

5.2 Toxicité pour les organismes aquatiques 453

Une recherche exhaustive dans la documentation scientifique a été réalisée pour obtenir des 454 données sur la toxicité aquatique des cinq INN (voir la section 7.1). Les sections 5.2.1 et 5.2.2 455 résument et présentent les ensembles de données découlant de cette recherche, ces données servant 456 ensuite de référence dans la section 7.2 pour établir les RCQEa. Bien que les ensembles de données 457 ne comprennent pas de données sur des essais effectués avec des formulations, l’analyse des effets 458 nocifs sur les organismes aquatiques qui suit tient compte de ces essais afin de mieux illustrer 459 l’étendue des effets documentés. 460

Somme toute, les espèces d’invertébrés sont plus sensibles que les espèces de vertébrés (poissons, 461 amphibiens, etc.). Les données de toxicité à court terme des invertébrés étaient généralement 462 < 10 000 µg L-1, tandis qu’elles- étaient > 80 000 µg L-1 chez les vertébrés. Cette caractéristique 463 des invertébrés est probablement due aux différences entre la structure de leurs nAChR par rapport 464 aux vertébrés, ainsi qu’aux différences dans la liaison des INN à ce récepteur (Casida et 465 Quistad 2004). 466

467

5.2.1 Toxicité pour les organismes aquatiques invertébrés 468

Les effets nocifs de l’exposition à court terme aux INN chez les invertébrés aquatiques 469 comprennent la létalité (Barbee et Stout 2009; de Perre et al. 2015; Hayasaka et al. 2012; Miles et 470 al. 2017; Overmyer et al. 2005; Prosser et al. 2016; Raby et al. 2018a; Roessink et al. 2013; Song 471 et al. 1997; Stoughton et al. 2008; Van den Brink et al. 2016), des changements de comportement, 472 comme l’immobilité ou la paralysie et la diminution des mouvements lors de la nage (Bartlett et 473 al. 2018; Camp et Buchwalter 2016; Raby et al. 2018a), et des changements dans le comportement 474 alimentaire (Agatz et Brown 2013; Agatz et al. 2014; Alexander et al. 2007; Englert et al. 2012; 475 Miles et al. 2017; Nyman et al. 2013). 476

Les paramètres d’effet aigu acceptables traduisant la plus grande sensibilité à tous les INN ont été 477 trouvés chez des insectes, soit les diptères (p. ex., Chironomus dilutus) et les éphéméroptères (p. 478 ex., Neocloeon triangulifer et Cheumatopsyche brevilineata). Chez ces espèces sensibles, des 479 effets aigus ont été observés à des concentrations de INN < 10 µg L-1. Les invertébrés les moins 480 sensibles étaient les cladocères, chez qui les valeurs de concentration efficace médiane (CE50) 481 aiguë étaient > 30 000 µg L-1. 482


Les effets chroniques sur les invertébrés aquatiques comprennent la létalité, plus particulièrement 483 une réduction de la survie à l’émergence pour Chironomus spp. ou l’éphémère N. triangulifer 484 (Cavallaro et al. 2017; Raby et al. 2018b), ainsi que des effets sublétaux sur la croissance de 485 Hyalella azteca (Bartlett et al. 2019) et de Planorbella pilsbryi (Prosser et al. 2016) et sur la 486 reproduction de Ceriodaphnia dubia (Raby et al. 2018c). C. dilutus et Chironomus riparius 487 présentent souvent la sensibilité la plus élevée, puisque les effets sur la survie à l’émergence se 488 produisent souvent à < 1 µg L-1. Des effets chroniques sont généralement observés à des 489 concentrations de 10 à 1000 fois inférieures à celles des effets aigus. 490

De nombreuses études sur la toxicité des INN pour les invertébrés ont été publiées, y compris des 491 sections d’études sur les INN dans les systèmes aquatiques par Anderson et al. (2015), Morrissey 492 et al. (2015) et Pisa et al. (2015). 493

494

5.2.2 Toxicité pour les autres organismes aquatiques 495

Les vertébrés (p. ex., poissons et amphibiens) et les plantes (p. ex., algues et plantes vasculaires) 496 aquatiques présentent des effets directs liés à l’exposition aux INN, mais seulement à des 497 concentrations très élevées > 10 000 µg L-1. Selon des essais en laboratoire mesurant la toxicité 498 pour les poissons et les plantes, la létalité ou des effets sur la croissance surviennent surtout à des 499 concentrations supérieures à 100 000 µg L-1; ces essais s’inscrivent en grande partie dans des 500 études non publiées soumises par les titulaires d’homologation plutôt que dans des documents 501 scientifiques publiés en libre accès, probablement en raison du coût du matériel et du fait qu’une 502 telle exposition n’est pas pertinente sur le plan environnemental. Toutefois, des effets indirects sur 503 les poissons et les amphibiens qui se nourrissent d’invertébrés aquatiques (c.-à-d. des insectivores 504 ou invertivores) peuvent survenir. Par exemple, la population de proies invertébrées peut être 505 réduite en raison des effets négatifs de leur exposition aux INN. Par ailleurs, la disponibilité des 506 proies peut augmenter si les invertébrés subissent des effets d’immobilisation et présentent un 507 comportement d’évasion réduit. Les poissons et les amphibiens ou les invertébrés prédateurs qui 508 sont moins affectés par l’exposition aux INN peuvent donc voir leur activité prédatrice 509 s’intensifier. Ce changement dans les relations prédateur-proie a été démontré par Englert et al. 510 (2012), qui ont prouvé que la prédation des nymphes d’éphémères Baetis rhodani par les 511 prédateurs Gammarus fossarum augmente quand le thiaclopride atteint 0,50–1,00 µg L-1. 512

Les effets directs et indirects des INN sur la faune vertébrée ont été étudiés par Gibbons et al. 513 (2015). 514

515

516


6.0 NORMES, RECOMMANDATIONS ET VALEURS DE RÉFÉRENCE 517 EXISTANTES SUR LA QUALITÉ DES EAUX POUR LES INN, 518 PROVENANT D’AUTRES GOUVERNEMENTS ET D’ANCIENS 519 CRITÈRES AU CANADA 520

De nombreux gouvernements (Canada, États-Unis et Europe) ont établi des normes, 521 recommandations, et valeurs de référence de qualité de l’environnement en eau douce pour les 522 INN; une présentation sommaire de ces valeurs se trouve au tableau 5. Elles sont toutes tirées de 523 données de toxicité aquatique. Les valeurs pour les expositions à court terme (aiguës) varient de 524 0,08 à 18,9 µg L-1. Les valeurs pour les expositions à long terme (chroniques) correspondent dans 525 l’ensemble à un ordre de grandeur inférieur et varient de 0,0083 à 2,1 µg L-1. Les valeurs pour les 526 expositions à long terme sont plus nombreuses que celles pour les expositions à court terme. Les 527 méthodes de calcul de la plupart des normes, recommandations, et valeurs de référence indiquées 528 au tableau 5 ressemblent aux approches de type B1 et B2 du CCME, c’est-à-dire qu’elles ont été 529 calculées en fonction de la plus faible valeur de toxicité acceptable disponible et qu’un facteur de 530 sécurité (FS) approprié a été appliqué. 531

Depuis 2007, il existe une RCQEa provisoire pour l’imidaclopride de 0,23 µg L-1. Cette 532 recommandation repose sur une concentration minimale avec effet observé (CMEO) après 28 jours 533 de 2,25 µg L-1 pour la réduction de l’émergence de C. riparius avec l’application d’un FS de 0,1. 534 Les autres INN ne font pas l’objet de recommandations. Toujours au Canada, l’ARLA de 535 Santé Canada a proposé6 des évaluations des risques fondées sur les concentrations dangereuses, 536 correspondant au 5e centile de la DSE, pour l’imidaclopride (en 2016), et pour la clothianidine et 537 le thiaméthoxame (en 2018). Les concentrations correspondant au 5e centile de la DSE aiguë 538 varient de 0,36 µg L-1 (pour l’imidaclopride) à 9,0 µg L-1 (pour le thiaméthoxame). Les 539 concentrations correspondant au 5e centile de la DSE chronique sont inférieures de deux ordres de 540 grandeur et varient de 0,0015 (pour la clothianidine) à 0,041 µg L-1 (pour le thiaméthoxame). 541 Toutefois, ces valeurs ne répondent pas aux critères du CCME pour établir une recommandation 542 pour la qualité des eaux, car elles se rapportent à un nombre insuffisant d’espèces (≤ 5) et 543 comprennent des données sur la toxicité calculées à partir de formulations (les recommandations 544 calculées par le CCME reposent sur des produits de qualité technique) dans leurs évaluations. 545

Les valeurs de référence pour la vie aquatique établies par l’Office of Pesticide Programs de la 546 United States Environmental Protection Agency (US EPA) sont publiées à des fins d’évaluation 547 du risque écotoxicologique; par conséquent, elles ne constituent pas des recommandations et sont 548

6 L'ARLA de Santé Canada s'est engagée à publier les décisions finales concernant la réévaluation cyclique de l'imidaclopride et les examens spéciaux aquatiques de la clothianidine et du thiaméthoxame à l'automne 2020 (SC ARLA 2020).


distinctes des critères relatifs à la vie aquatique mis de l’avant à l’échelle nationale. Les valeurs de 549 référence des INN, qui ont été actualisées en 2016 et en 2017, couvrent désormais les cinq INN 550 décrits dans les présentes ainsi que le dinotéfurane (US EPA 2018), qui a aussi été homologué au 551 Canada (SC ARLA 2019). Il existe des valeurs de référence distinctes pour les poissons, les 552 invertébrés aquatiques ainsi que les plantes vasculaires et non vasculaires, autant pour les effets 553 aigus que chroniques. Les valeurs de référence pour les invertébrés aquatiques sont les plus basses 554 et les plus pertinentes à des fins de comparaison avec les autres normes et recommandations 555 existantes. Les valeurs de toxicité aiguë (pour les expositions à court terme) sont basées sur la 556 valeur de toxicité aiguë la plus faible avec un niveau de préoccupation (Level of Concern), qui est 557 semblable à un FS, de 0,5. Les valeurs de toxicité chronique (pour les expositions à long terme) 558 sont basées sur la plus faible concentration sans effet nocif observé (CSENO), sans FS. La plupart 559 des données de toxicité les plus faibles sur lesquelles reposent les valeurs de référence sont pour 560 les insectes, le moucheron C. riparius étant omniprésent dans les ensembles de données. En outre, 561 toutes les valeurs de référence sur la toxicité aiguë pour l’acétamipride, la clothianidine, 562 l’imidaclopride et le thiaméthoxame sont basées sur les CE50 de ce moucheron. La valeur de 563 référence du thiaclopride est basée sur les données de l’amphipode H. azteca. Les valeurs de 564 référence chroniques pour l’acétamipride, la clothianidine et le thiaméthoxame reposent également 565 sur les données de C. riparius. La valeur de référence chronique pour l’imidaclopride est basée sur 566 une CSENO pour l’éphémère Caenis horaria. Celle pour le thiaclopride est basée sur une CSENO 567 chronique tirée du rapport aigu-chronique (RAC) pour H. azteca. 568

Plusieurs gouvernements en Europe ont élaboré des ébauches de normes de qualité de 569 l’environnement (NQE) pour les INN à partir de données de toxicité aquatique. En outre, la 570 Commission européenne a mis de l’avant des concentrations estimées sans effet (CESE), qui sont 571 similaires aux durées d’exposition à long terme, pour cinq INN (Carvalho et al. 2015). Pour 572 l’imidaclopride, la CESE correspond à la concentration dangereuse du 5e centile d’une DSE 573 chronique. Pour les autres INN, la CESE est basée sur la valeur de toxicité la plus faible (pour les 574 expositions à court ou à long terme) de chaque INN, avec un FS de 5 à 100 selon la durée et la 575 quantité de données de toxicité (Carvalho et al. 2015). Les valeurs de toxicité les plus basses sont 576 généralement celles des concentrations sans effet de C. riparius (acétamipride, clothianidine, 577 thiaclopride) ou des éphémères Cloeon sp. (thiaméthoxame). 578

La Suisse a élaboré des normes pour l’imidaclopride, le thiaclopride et le thiaméthoxame; la 579 Finlande a élaboré des normes pour ces INN ainsi que pour la clothianidine. Les normes ont été 580 établies à partir d’une approche fondée sur le paramètre d’effet le plus bas et un FS, comme c’est 581 le cas pour une recommandation de type B1 ou B2 du CCME. Les normes de qualité de 582 l’environnement exprimées en valeur moyenne annuelle (NQE-MA, similaires à une longue durée) 583 de la Suisse sont basées sur des données sur la toxicité sans effet pour Chironomus spp., avec un 584 FS de 10 ou 50 (Oekotoxzentrum Centre Ecotox 2016a; Oekotoxzentrum Centre Ecotox 2016b; 585 Oekotoxzentrum Centre Ecotox 2016c). Les NQE-MA de la Finlande ont été établies soit à partir 586 de données sans effet obtenues en microcosme ou en mésocosme, soit à partir de données sans 587


effet de C. riparius (Kontiokari et Mattsoff 2011). Les normes de qualité de l’environnement 588 exprimées en concentration maximale admissible (NQE-CMA, similaires à une courte durée) de 589 la Suisse sont fondées sur les CE50 pour les expositions à court terme chez les éphémères pour le 590 thiaclopride et le thiaméthoxame et chez un ostracode pour l’imidaclopride (Oekotoxzentrum 591 Centre Ecotox 2016a; Oekotoxzentrum Centre Ecotox 2016b; Oekotoxzentrum Centre Ecotox 592 2016c). Les NQE-CMA de la Finlande sont basées sur les CE50 ou les concentrations létales 593 médianes (CL50) pour les expositions à court terme chez C. riparius pour l’imidaclopride et la 594 clothianidine ou chez des éphémères pour le thiaclopride et le thiaméthoxame. En revanche, les 595 Pays-Bas ont seulement établi une recommandation pour l’imidaclopride, au moyen d’une 596 approche de DSE (Smit 2014). Les normes de la Finlande sont généralement plus élevées que 597 celles de la Suisse et des Pays-Bas, et les normes européennes pour tous les INN, sauf 598 l’imidaclopride, étaient inférieures à celles de l’US EPA. Les normes pour l’imidaclopride sont 599 semblables d’un gouvernement à l’autre (0,01 µg L-1), sauf en Finlande, où la norme est d’un ordre 600 de grandeur supérieur et se situe à 0,12 µg L-1 (Kontiokari et Mattsoff 2011). 601


Tableau 5. Aperçu de quelques normes, recommandations et valeurs de référence en eau douce pour les INN 602

INN Gouvernement

Normes ou recommandations

pour les expositions à court terme (µg L-1)

Normes, recommandations, ou valeurs de référence pour les expositions à

long terme (µg L-1)

Poissons Invertébrés Plantes

Références Aiguë Chronique Aiguë Chronique Aiguë Chronique

Acétamipride États-Unis – – > 50 000b 19 200b 10,5b 2,1b > 1000b > 1000b US EPA 2018

Commission européenne – 0,5b – – – – – – Carvalho et al.

2015

Clothianidine

Canada – ARLA* 1,5 0,0015 – – – – – – SC ARLA 2018a

États-Unis – – > 50 750b 9700b 11b 1,1b 64 000b, c, 121 000b, d – US EPA 2018


2015

Finlande 2,9b 0,20b – – – – – – Kontiokari et Mattsoff 2011

Imidaclopride

Canada – CCME – 0,23b – – – – – – CCME 2007b

Canada – ARLA* 0,36 0,041 – – – – – – SC ARLA 2016b

États-Unis – – 114 500b 9000b 0,385b 0,01b > 10 000b – US EPA 2018

Suisse 0,1b 0,013b – – – – – – Oekotoxzentrum Centre Ecotox

2016a Commission européenne – 0,009a – – – – – – Carvalho et al.

2015


Pays-Bas 0,2a 0,0083a – – – – – – Smit 2014

Thiaclopride

États-Unis – – 12 600b 918b 18,9b 0,97b 45 000b, c, > 95 400b, d – US EPA 2018


2016b Commission européenne – 0,05b – – – – – – Carvalho et al.

2015


Thiaméthoxame Canada – ARLA* 9,0 0,026 – – – – – – SC ARLA 2018b

États-Unis – – > 50 000b 20 000b 17,5b – > 97 000b, c, > 90 000b, d – US EPA 2018


2016c


INN Gouvernement

Normes ou recommandations

pour les expositions à court terme (µg L-1)

Normes, recommandations, ou valeurs de référence pour les expositions à

long terme (µg L-1)

Poissons Invertébrés Plantes

Références Aiguë Chronique Aiguë Chronique Aiguë Chronique


2015

Finlande 1,4b 1b – – – – – – Kontiokari et Mattsoff 2011

603 * Les valeurs indiquées sont les concentrations dangereuses du 5e centile d’une DSE calculées dans le cadre des projets de décisions aux fins de consultation 604 a Établi à l’aide d’une approche statistique fondée sur la DSE, avec ou sans FS 605 b Établi à partir d’une seule valeur de toxicité faible ou de la plus faible, avec un FS 606 c Pour les plantes non vasculaires 607 d Pour les plantes vasculaires 608 e Valeurs de référence de l’US EPA actualisées en 2016 ou en 2017 609 610 611


7.0 ÉLABORATION DES CONCENTRATIONS DE RÉFÉRENCE POUR 612 LES EXPOSITIONS À COURT TERME ET DES RCQEa 613

7.1 Collecte et évaluation des données sur la toxicité 614

Les données sur la toxicité proviennent de la base de données ECOTOX 615 (https://cfpub.epa.gov/ecotox/), d’une recherche dans la documentation scientifique avec Google 616 Scholar et de rapports non publiés soumis par les titulaires d’homologation de INN. Des ensembles 617 de données ont été constitués pour chacun des cinq INN, selon les durées (pour les expositions à 618 court et à long terme) et les espèces (d’eau douce et d’eau salée), pour un total de 20 ensembles 619 (annexe B). 620

Toutes les données ont été soumises à une évaluation de la qualité avant d’être utilisées pour établir 621 une valeur de référence pour les expositions à court terme ou une RCQEa. Les données ont été 622 classées comme primaires, secondaires ou non acceptables selon les paramètres précisés au 623 tableau 6. Seules des données primaires et secondaires ont été utilisées pour établir des valeurs de 624 référence ou des RCQEa. 625

626


Tableau 6. Grille d’évaluation de la qualité des données pour l’inclusion dans les 627 RCQEa sur les INN 628

Références pour l’étude

Renseignements généraux sur l’étude

Nom de l’espèce Nom commun Court terme Long terme Remarques générales concernant l’étude

Formulaire de résumé d’étude simplifié pour déterminer si l’étude toxicologique sur les INN convient à l’élaboration de recommandations pour la qualité des eaux

Question Point Oui/non Définitions Remarques Questions applicables aux études pour les expositions à court et à long terme

1 Un produit technique a-t-il été utilisé? Indiquer la pureté en %. L’utilisation d’une formulation rend

automatiquement l’étude non acceptable.

2a

Les concentrations de INN dans tous les traitements ou dans certains d’entre eux ont-elles été vérifiées par analyse au début et à la fin de l’essai? OU

Si seulement certaines des concentrations ont été vérifiées par analyse ou si les effets reposent sur des concentrations nominales, l’étude est classée comme « secondaire ».

2b

Les concentrations de INN dans certains traitements ont-elles été vérifiées par analyse ou ont-elles ont été calculées?

3

Des mesures de variables abiotiques ont-elles été prises? Si oui, étaient-elles à des niveaux appropriés pour soutenir l’espèce de l’essai?

Par exemple, la température, le pH, la conductivité ou l’oxygène dissous

4 La réaction du contrôle négatif a-t-elle été rapportée? Est-elle acceptable?

Par exemple, < 10 % pour les études pour les expositions à court terme

5 La méthode statistique a-t-elle été précisée? Par exemple, analyse par la méthode des probits, analyse

de variance, etc.

Questions applicables aux études pour les expositions à long terme

6 Le paramètre d’effet biologique était-il approprié?

Survie, croissance, développement et reproduction (d’autres paramètres, comme le comportement et la perturbation endocrinienne, peuvent être considérés s’ils sont liés à un effet négatif pertinent au plan écologique)

7 La durée d’exposition a-t-elle été assez longue?

Poissons/amphibiens : ≥ 7 jours pour les essais sur les œufs et les larves et ≥ 21 jours pour les essais sur les individus jeunes et adultes; invertébrés à durée de vie courte (p. ex, cladocères) : ≥ 96 heures pour les paramètres non létaux et < 21 jours pour les paramètres létaux, au cas par cas; invertébrés à durée de vie longue (p. ex., écrevisses) : ≥ 7 jours pour les paramètres non létaux et ≥ 21 jours pour les paramètres létaux; plantes : au cas par cas; algues : ≥ 24 heures

8 Le paramètre d’effet statistique était-il approprié? Hiérarchie : CE10 > CE11-25 > CMAT > CSEO > CMEO >

CE26-49 > CE50 non létale

Questions applicables aux études pour les expositions à court terme

9 Le paramètre d’effet biologique est-il approprié? Mortalité ou immobilisation

10 La durée d’exposition est-elle appropriée? ≤ 96 heures

11 Le paramètre d’effet statistique est-il approprié? CL50/CE50

Conclusion globale


Pour tous les critères de la première section (« Questions applicables aux études pour les 629 expositions à long et à court terme ») et de la section sur les études pour les expositions à long ou 630 à court terme (selon le cas), la réponse doit être « Oui » pour que l’étude soit classée comme 631 acceptable. La distinction entre les études primaires et secondaires a été établie à la question 2 : 632 les études classées comme primaires sont celles où tous les traitements ont été vérifiés par analyse 633 au début et à la fin de l’essai (pour les études pour les expositions à court terme), ou alors au début 634 et à la fin de l’essai ainsi qu’au moins une fois pendant toute la durée de l’essai (pour les études 635 pour les expositions à long terme). Les études classées comme secondaires sont celles où seuls 636 certains traitements ont été vérifiés par analyse au début ou à la fin de l’essai, ou celles n’ayant 637 pas été vérifiées par analyse, mais dont les effets sont fondés sur des concentrations nominales. Si 638 d’autres critères sont associés à une réponse « Non », les données sont classées comme non 639 acceptables. Dans la plupart des cas, les études sont classées comme non acceptables en raison de 640 l’utilisation d’une formulation ou parce que les réactions du contrôle négatif ne sont pas indiquées 641 (questions 1 et 4, respectivement). 642

643

7.2 Méthodes utilisées pour établir les valeurs de référence et les RCQEa 644

Les RCQEa et les valeurs de référence pour les expositions à court terme ont été établies à l’aide 645 des méthodes décrites par le CCME (2007a). Les valeurs de référence pour les expositions à court 646 terme visent à protéger la vie aquatique contre les effets sévères pendant une période d’exposition 647 définie, par exemple en cas de déversement ou de rejet occasionnel. L’exposition à court terme 648 aux INN peut survenir pendant des épisodes de précipitations, où des INN pénètrent dans des eaux 649 réceptrices en raison du ruissellement des champs agricoles et des mouvements du sol. De tels 650 événements épisodiques ont été observés (Hladik et al. 2014; MEPNP de l’Ontario 2016; Struger 651 et al. 2017). Les RCQEa pour les expositions à long terme visent à protéger toutes les espèces 652 pendant une exposition indéfinie à la substance en question par une colonne d’eau, et ce, à toutes 653 les étapes du cycle de vie de ces espèces. À long terme, la vie aquatique peut être exposée aux 654 INN, car ces substances sont souvent détectées à des concentrations de l’ordre du ng L-1 peu élevé 655 dans les eaux de surface au Canada (MEPNP de l’Ontario 2016; Struger et al. 2017) et dans le 656 reste de l’Amérique du Nord (Hladik et Kolpin 2016; Hladik et al. 2018). 657

Trois méthodes pour établir des valeurs de référence pour les expositions à court terme ou des 658 recommandations pour les expositions à long terme sont décrites par le CCME (2007a). En ordre 659 de préférence, les méthodes de calcul sont les suivantes : 660

1. Type A, soit l’approche par calcul statistique (fondée sur la DSE); 661 2. Type B1, soit l’approche du paramètre d’effet le plus bas qui utilise seulement des 662

données primaires; 663 3. Type B2, soit l’approche du paramètre d’effet le plus bas qui utilise des données 664

primaires ou secondaires. 665


Chaque méthode de calcul comporte des exigences minimales relatives aux données, comme 666 l’indiquent les tableaux 7 et 8 concernant les recommandations pour les expositions à court terme 667 (valeurs de référence) en eau douce et en eau salée ainsi que les tableaux 9 et 10 concernant les 668 recommandations pour les expositions à long terme en eau douce et en eau salée. 669

670

Tableau 7. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour 671 l’élaboration d’une recommandation sur l’exposition à court terme en eau 672 douce 673

674

Groupe Recommandation Type A Type B1 Type B2

Poissons Trois espèces, dont au moins un salmonidé et un non-salmonidé. Deux espèces, dont au moins un salmonidé et un non-salmonidé.

Invertébrés aquatiques

Trois invertébrés aquatiques ou semi-aquatiques, dont au moins un crustacé planctonique. Pour les invertébrés semi-aquatiques, les essais doivent porter sur les stades aquatiques. Il est souhaitable, mais non nécessaire, que l’une des espèces d’invertébrés aquatiques soit une éphémère, un trichoptère ou un plécoptère.

Deux invertébrés aquatiques ou semi-aquatiques, dont au moins un crustacé planctonique. Pour les invertébrés semi-aquatiques, les essais doivent porter sur les stades aquatiques. Il est souhaitable, mais non nécessaire, que l’une des espèces d’invertébrés aquatiques soit une éphémère, un trichoptère ou un plécoptère.

Plantes Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les plantes aquatiques ou les algues. Toutefois, si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et deux études sur des espèces de plantes ou d’algues d’eau douce non ciblées sont alors requises.

Amphibiens Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les amphibiens. Les données doivent porter sur les stades totalement aquatiques.

Paramètres d’effet privilégiés

Une CL50 acceptable ou l’équivalent (p. ex., la CE50 pour l’immobilité chez les petits invertébrés).

Exigences relatives à la qualité des données

Des données CL50 primaires ou secondaires (ou l’équivalent) peuvent être utilisées pour répondre aux exigences minimales relatives aux ensembles de données. Les données primaires et secondaires seront utilisées. Le modèle choisi doit représenter les données de manière suffisante et adéquate et réussir le test de validité de l’ajustement approprié.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites à l’aide de données CL50 primaires (ou l’équivalent). La valeur choisie pour la recommandation doit être primaire.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites à l’aide de données CL50 primaires (ou l’équivalent). Des données secondaires peuvent être utilisées. La valeur choisie pour la recommandation peut être secondaire.


Tableau 8. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour 675 l’élaboration d’une recommandation sur l’exposition à court terme en eau 676 salée 677

678

679

680


Poissons Trois études ou plus sur au moins trois espèces marines, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.

Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.


Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines de classes différentes, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.

Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines.

Plantes Au moins une étude sur une espèce de plante vasculaire ou d’algue marine d’eau tempérée. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et deux études sur des espèces de plantes ou d’algues marines non ciblées sont nécessaires.

Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les plantes marines. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et deux études sur des espèces de plantes ou d’algues marines non ciblées sont nécessaires.


Une CL50 acceptable ou l’équivalent (p. ex., la CE50 pour l’immobilité chez les petits invertébrés).


Des données CL50 primaires ou secondaires (ou l’équivalent) peuvent être utilisées pour répondre aux exigences minimales relatives aux ensembles de données. Les données primaires et secondaires seront utilisées. Le modèle choisi doit représenter les données de manière suffisante et adéquate et réussir le test de validité de l’ajustement approprié.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites à l’aide de données CL50 primaires (ou l’équivalent). La valeur choisie pour la recommandation doit être primaire.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites à l’aide de données CL50 primaires (ou l’équivalent). Des données secondaires peuvent être utilisées. La valeur choisie pour la recommandation peut être secondaire.


Tableau 9. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour 681 l’élaboration d’une recommandation sur l’exposition à long terme en eau 682 douce 683


Poissons Trois espèces, dont au moins un salmonidé et un non-salmonidé. Deux espèces, dont au moins un salmonidé et un non-salmonidé.


Trois invertébrés aquatiques ou semi-aquatiques, dont au moins un crustacé planctonique. Pour les invertébrés semi-aquatiques, les essais doivent porter sur les stades aquatiques. Il est souhaitable, mais non nécessaire, que l’une des espèces d’invertébrés aquatiques soit une éphémère, un trichoptère ou un plécoptère.

Deux invertébrés aquatiques ou semi-aquatiques, dont au moins un crustacé planctonique. Pour les invertébrés semi-aquatiques, les essais doivent porter sur les stades aquatiques. Il est souhaitable, mais non nécessaire, que l’une des espèces d’invertébrés aquatiques soit une éphémère, un trichoptère ou un plécoptère.

Plantes Une étude ou plus sur une espèce de plante vasculaire ou d’algue d’eau douce. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et deux études sur des espèces de plantes ou d’algues d’eau douce non ciblées sont nécessaires.

Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les plantes. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et deux études sur des espèces de plantes ou d’algues d’eau douce non ciblées sont nécessaires.

Amphibiens Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les amphibiens. Les données doivent porter sur les stades totalement aquatiques.

Il est fortement souhaitable, mais non nécessaire, de disposer de données sur la toxicité pour les amphibiens. Les données doivent porter sur les stades totalement aquatiques.


Les paramètres acceptables représentant le seuil sans effet et la CE10/CI10 pour une espèce doivent être tracés. Si le paramètre privilégié pour une espèce donnée n’est pas disponible, les paramètres moins privilégiés peuvent être ajoutés à l’ensemble de données dans l’ordre de préférence afin de répondre aux exigences minimales relatives aux données et d’améliorer les résultats de la modélisation pour l’élaboration d’une recommandation. L’ordre de préférence se présente ainsi : CEx/CIx la plus appropriée représentant un seuil sans effet > CE10/CI10 > CE11-25/CI11-25 > CMAT > CSEO > CMEO > CE26-49/CI26-49 > CE50/CI50.non létale Les observations multiples comparables du même paramètre doivent être combinées en utilisant la moyenne géométrique afin de représenter le paramètre moyen selon l’espèce.

Le paramètre acceptable privilégié représentant un seuil de faible effet pour une espèce est utilisé comme étude critique; le paramètre suivant dans l’ordre de préférence n’est utilisé que si le paramètre privilégié précédent pour une espèce donnée n’est pas disponible. L’ordre de préférence se présente ainsi : CEx/CIx la plus appropriée représentant un seuil sans effet > CE10/CI10 > CE11-

25/CI11-25 > CMAT > CSEO > CMEO > CE26-49/CI26-49 > CE50/CI50 non létale


Les données primaires et secondaires sur les niveaux sans effet et de faible effet peuvent servir à satisfaire aux exigences minimales relatives aux ensembles de données Les données primaires et secondaires seront utilisées.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites avec des données primaires. La valeur choisie pour la

Des données secondaires peuvent être utilisées. La valeur choisie pour la recommandation peut être secondaire.


Le modèle choisi doit représenter les données de manière suffisante et adéquate et réussir le test de validité de l’ajustement approprié.

recommandation doit être primaire. Seules les données à faible effet peuvent être utilisées pour compléter les exigences minimales relatives aux données.

Seules les données à faible effet peuvent être utilisées pour compléter les exigences minimales relatives aux données.


Tableau 10. Exigences minimales relatives aux ensembles de données pour 684 l’élaboration d’une recommandation sur l’exposition à long terme en eau 685 salée 686

687

688


Poissons Trois études ou plus sur au moins trois espèces marines, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.

Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.


Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines de classes différentes, dont au moins une sur une espèce d’eau tempérée.

Deux études ou plus sur au moins deux espèces marines.

Plantes Au moins une étude sur une espèce de plante vasculaire ou d’algue marine d’eau tempérée. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et trois études sur des espèces de plantes ou d’algues marines non ciblées sont nécessaires.

Au moins une étude sur une espèce de plante vasculaire ou d’algue marine d’eau tempérée. Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et trois études sur des espèces de plantes ou d’algues marines non ciblées sont nécessaires.

Si une étude toxicologique indique qu’une plante ou une algue figure parmi les espèces les plus sensibles de l’ensemble de données, la substance est considérée comme phytotoxique et trois études sur des espèces de plantes ou d’algues marines non ciblées sont nécessaires.


Les paramètres acceptables représentant le seuil sans effet et la CE10/CI10 pour une espèce doivent être tracés. Si le paramètre privilégié pour une espèce donnée n’est pas disponible, les paramètres moins privilégiés peuvent être ajoutés à l’ensemble de données dans l’ordre de préférence afin de répondre aux exigences minimales relatives aux données et d’améliorer les résultats de la modélisation pour l’élaboration d’une recommandation. L’ordre de préférence se présente ainsi : CEx/CIx la plus appropriée représentant un seuil sans effet > CE10/CI10 > CE11-

25/CI11-25 > CMAT > CSEO > CMEO > CE26-49/CI26-49 > CE50/CI50.non létale Les observations multiples comparables du même paramètre doivent être combinées en utilisant la moyenne géométrique afin de représenter le paramètre moyen selon l’espèce.

Le paramètre acceptable privilégié représentant un seuil de faible effet pour une espèce est utilisé comme étude critique; le paramètre suivant dans l’ordre de préférence n’est utilisé que si le paramètre privilégié précédent pour une espèce donnée n’est pas disponible. L’ordre de préférence se présente ainsi : CEx/CIx la plus appropriée représentant un seuil sans effet > CE10/CI10 > CE11-

25/CI11-25 > CMAT > CSEO > CMEO > CE26-49/CI26-49 > CE50/CI50.non létale


Les données primaires et secondaires sur les niveaux sans effet et de faible effet peuvent servir à satisfaire aux exigences minimales relatives aux ensembles de données. Les données primaires et secondaires seront utilisées. Le modèle choisi doit représenter les données de manière suffisante et adéquate et réussir le test de validité de l’ajustement approprié.

Les exigences minimales relatives aux données doivent être satisfaites à l’aide de données primaires. La valeur choisie pour la recommandation doit être primaire. Seules les données à faible effet peuvent être utilisées pour compléter les exigences minimales relatives aux données.

Des données secondaires peuvent être utilisées. La valeur choisie pour la recommandation peut être secondaire. Seules les données à faible effet peuvent être utilisées pour compléter les exigences minimales relatives aux données.


7.2.1 Calcul des concentrations de référence pour les expositions à court terme 689

Une concentration de référence pour les expositions à court terme a été calculée pour chacun des 690 INN. Un total de 966 données de toxicité à court terme en eau douce a été recueilli pour l’ensemble 691 des cinq INN, et une évaluation de la qualité a été effectuée pour chaque étude. Certaines études 692 ont évalué plusieurs espèces ou plusieurs INN. Habituellement, les méthodes de chacune des 693 études étaient semblables d’une espèce et d’un composé à l’autre, de sorte que l’évaluation de la 694 qualité s’appliquait à toutes les données. Toutefois, dans le cadre d’études ayant recours à des 695 méthodes différentes, la qualité a été évaluée pour chaque donnée. Les paramètres d’effet 696 appropriés faisant partie du calcul des valeurs de référence pour les expositions à court terme 697 étaient les concentrations létales médianes (CL50). Si ces concentrations n’étaient pas disponibles, 698 le calcul se faisait avec les CE50 pour l’immobilité. Les CMEO et les concentrations sans effet 699 observé (CSEO) ont été recueillies, sans toutefois être incluses dans le calcul des valeurs de 700 référence. Les données avec limite inférieure (rapportées comme une valeur « > ») ont été incluses 701 telles quelles, puisque leur utilisation serait surprotectrice. Les données avec limite supérieure 702 (rapportées comme une valeur « < ») ont été exclues, car leur utilisation serait sous-protectrice. 703 Toutes les données sont pour des durées d’essai ≤ 96 heures. 704

Seules des espèces résidentes du Canada ont été incluses, sauf dans les cas où une espèce non 705 résidente a servi d’espèce substitutive pour des taxons non représentés ou sous-représentés. 706

Lorsqu’il y avait plusieurs données pour une même espèce, la moyenne géométrique des valeurs a 707 été calculée si les principaux attributs de l’essai se ressemblaient (p. ex., paramètre d’effet, durée 708 de l’essai, température et âge ou taille des organismes). Si les attributs clés ne se ressemblaient 709 pas, le point de données le plus bas ou le plus sensible a été choisi pour être inclus dans la valeur 710 de référence. 711

Un graphique de densité de toutes les données acceptables pour les expositions à court et à long 712 terme (figure 1) illustre que les données sur les invertébrés sont regroupées aux concentrations 713 efficaces de INN les plus faibles, tandis que les données sur les vertébrés (y compris les poissons) 714 et les plantes (y compris les algues) sont réparties dans les concentrations de INN les plus élevées. 715 Les invertébrés sont plus sensibles aux INN, car leurs concentrations de nAChR sont plus élevées. 716 Comme les invertébrés constituent le groupe d’organismes aquatiques le plus sensible, 717 l’élaboration des valeurs de référence pour les expositions à court terme et des RCQEa pour les 718 expositions à long terme porte exclusivement sur les taxons d’invertébrés. Les ensembles de 719 données complets, comprenant toutes les données acceptables (même celles sur les vertébrés et les 720 plantes), sont indiqués aux annexes A et B. 721


722

Figure 1. Graphique de densité des données de toxicité acceptables pour les 723 invertébrés (rouge), les vertébrés (bleu) et les plantes (vert) 724

Toutes les concentrations de référence pour les expositions à court terme en eau douce ont été 725 établies à l’aide de l’approche de recommandation de type A fondée sur la DSE. Les DSE ont été 726 ajustées selon les ensembles de données pour chaque INN dans R (v. 3.4.2) en utilisant le progiciel 727 ssdtools (v. 0.0.1; Thorley et Schwarz 2018). Dans le progiciel ssdtools, les fonctions de 728 distribution cumulative sont ajustées aux données à l’aide de cinq fonctions7 (log-normale, log-729 logistique, log-Gumbel, gamma et Weibull) en utilisant la méthode de régression par estimation 730 de vraisemblance maximale. Pour chacune des cinq fonctions, le critère d’information d’Akaike 731 (CIA) de premier ordre et celui de second ordre (c.-à-d. le critère d’information d’Akaike corrigé 732 [CIAc]) sont calculés. Le CIA est une statistique évaluant la validité de l’ajustement, une mesure 733 de la qualité relative de l’ajustement du modèle à l’ensemble de données. Ce critère est calculé à 734 l’aide de l’équation suivante : 735

𝐶𝐶𝐼𝐼𝐶𝐶 = 2𝑘𝑘 − 2log (𝐿𝐿�) 736

Où : k = nombre de paramètres de la distribution 737 L = valeur de probabilité maximale 738

(Burnham et Anderson 2002) 739 740

7 Pour de plus amples renseignements sur les modèles, consulter la section « Fitting Distributions » (distributions des ajustements) dans le manuel d’utilisation de ssdtools, qui est accessible à l’adresse https://bcgov.github.io/ssdtools/articles/ssdtools-manual.html (en anglais seulement).

https://bcgov.github.io/ssdtools/articles/ssdtools-manual.html


Le CIA fait souvent l’objet d’une correction pour petite taille d’échantillon; il devient ainsi un 741 CIAc (de deuxième ordre). Le modèle ayant les valeurs du CIA et du CIAc les plus basses 742 correspond au modèle (distribution) avec le meilleur ajustement. Le poids dans le modèle pour 743 chaque distribution est désigné par Wi, et ces poids (valeurs de Wi) totalisent 1. Chacun des poids 744 dans le modèle représente le poids relatif qui doit être attribué à un seul modèle par rapport aux 745 autres modèles de l’ensemble. Les modèles (distributions) dont l’ajustement est faible (par rapport 746 aux autres modèles de l’ensemble) ont des CIAc plus élevés et des poids plus faibles dans le 747 modèle. Si deux modèles sont ajustés aux données de manière équivalente, leurs CIAc et leur poids 748 dans le modèle sont similaires. Le poids dans le modèle (Wi) est obtenu par le calcul suivant : 749

𝑊𝑊𝑖𝑖 = 𝐼𝐼−∆𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝑖𝑖 ÷ 2

∑(𝑐𝑐𝑐𝑐𝑟𝑟𝑟𝑟 𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟 𝑟𝑟𝑐𝑐𝐼𝐼è𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟)𝐼𝐼−∆𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝑖𝑖 ÷ 2 750

Le modèle pondéré final renvoie à la somme des modèles individuels, chacun étant multiplié par 751 son poids. 752

𝑀𝑀𝑐𝑐𝑀𝑀𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑝𝑝𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼é𝑟𝑟é𝐼𝐼 𝐼𝐼𝑟𝑟 5𝐼𝐼 𝑝𝑝𝐼𝐼𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙𝐼𝐼 = �(5𝐼𝐼 𝑝𝑝𝐼𝐼𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙𝐼𝐼𝑖𝑖 × 𝑊𝑊𝑖𝑖) 753

Il existe moins de données sur les espèces d’eau salée que sur les espèces d’eau douce. En raison 754 de ce manque de données, une valeur de référence pour les expositions à court terme en eau salée 755 a été établie pour l’imidaclopride seulement. Une approche de type A (fondée sur la DSE) a été 756 adoptée, et seules des données secondaires étaient disponibles. 757

758

7.2.2 Élaboration des recommandations pour les expositions à long terme 759

Une RCQEa pour les expositions à long terme a été élaborée pour chacun des INN. Un total de 760 768 données sur l’exposition à long terme a été recueilli pour l’ensemble des cinq INN. Chaque 761 étude a fait l’objet d’une évaluation de la qualité semblable à celle utilisée pour les données à court 762 terme (voir la section 7.1). Le paramètre d’effet privilégié correspondait à une valeur basée sur 763 une régression à faible effet (c.-à-d. CE10 ou CE11-25). Les paramètres d’effet privilégiés suivants 764 correspondaient à une concentration maximale acceptable de toxiques (CMAT; calculée comme 765 la moyenne géométrique d’une CSEO et d’une CMEO), une CSEO ou une CMEO. Dans certains 766 cas, une valeur de régression à effet plus élevé (CE26-49, ou CE50 non létale) a été utilisée. Toutes 767 les données étaient pour des essais d’exposition à long terme; la définition de « long terme » variait 768 selon les taxons, comme indiqué à la question 7 de la grille d’évaluation de la qualité des données 769 pour l’inclusion dans les RCQEa sur les INN (voir le tableau 6). 770

Seules des espèces résidentes du Canada ont été incluses. Aucune donnée n’a été recueillie pour 771 les espèces pouvant être considérées comme des espèces substitutives. Lorsqu’il y avait plusieurs 772 données pour une espèce donnée, la moyenne géométrique des valeurs était prise si les attributs 773 clés de l’essai se ressemblaient (p. ex., paramètre d’effet, durée de l’essai, température et âge ou 774


taille des organismes), mais si les attributs clés ne se ressemblaient pas, la donnée la plus basse ou 775 la plus sensible était choisie pour être inclue dans la RCQEa. 776

Les RCQEa en eau douce pour la clothianidine, l’imidaclopride et le thiaméthoxame ont été 777 établies à l’aide de l’approche de type A, alors que, étant donné le manque de données, les RCQEa 778 pour l’acétamipride et le thiaclopride ont été établies à l’aide de l’approche de type B2, soit avec 779 le paramètre d’effet le plus faible. Lorsque l’approche de type B2 était utilisée, la valeur critique 780 ou la valeur la plus faible était divisée par un FS de 10 pour obtenir la valeur de la recommandation. 781 Aucune RCQEa en eau salée n’a été élaborée en raison du manque de données. 782

783

7.3 Élaboration des valeurs de référence pour les expositions à court terme et 784 des recommandations pour les expositions à long terme 785

Si un seul INN est détecté dans un échantillon, la recommandation appropriée pour ce INN peut 786 être appliquée. Cependant, il est fréquent de détecter plusieurs INN dans les eaux de surface, en 787 particulier dans les zones où l’agriculture est importante ou diversifiée. Dans le cadre d’une étude 788 de surveillance des cours d’eau en Ontario réalisée en 2015, 93 % des échantillons instantanés 789 présentaient au moins un INN, 69 % en présentaient au moins deux et 33 % en présentaient au 790 moins trois (MEPNP de l’Ontario 2016). De même, dans une étude sur les concentrations de INN 791 dans les affluents des Grands Lacs aux États-Unis, 74 % des échantillons présentaient au moins un 792 INN, 38 % en présentaient au moins deux et 10 % en présentaient au moins trois (Hladik et al. 793 2018). La présente section décrit la méthode pour appliquer les valeurs de référence ou les 794 recommandations pour les INN à des échantillons environnementaux qui contiennent des mélanges 795 de INN. 796

Pour chaque INN, une approche de type A a été adoptée pour établir une valeur de référence pour 797 les expositions à court terme et une approche de type A ou de type B1 a été adoptée pour établir 798 une recommandation pour les expositions à long terme. Ce sont ces valeurs de INN uniques qui 799 constituent les valeurs de référence ou les recommandations pour les INN. Toutefois, puisque les 800 cinq INN ont le même mode d’action et qu’ils se présentent souvent sous forme de mélange, il 801 serait à la fois utile et scientifiquement pertinent de combiner l’ensemble des valeurs de référence 802 ou des recommandations en une seule valeur à des fins de comparaison avec les échantillons 803 environnementaux. 804

Pour appliquer ces recommandations propres à chaque INN à un mélange, il est recommandé 805 d’adopter l’approche de l’indice de risque (IR). La concentration mesurée pour chaque INN est 806 ensuite comparée avec la recommandation respective, puis les rapports sont additionnés. Une 807 valeur finale d’IR ≥ 1 indiquerait que la concentration de INN mesurée dans un échantillon d’eau 808 peut présenter un risque pour les communautés aquatiques, alors qu’une valeur finale < 1 809 indiquerait que l’échantillon ne présente aucun risque. 810


Cette méthode a été adoptée par l’ARLA de Santé Canada dans le cadre de son évaluation des 811 risques cumulatifs pour la santé humaine (SC ARLA 2017b). Dans la méthode de l’ARLA, l’ID 812 est défini comme suit : 813

𝐼𝐼𝐼𝐼 = 𝐸𝐸𝐸𝐸𝑝𝑝𝑐𝑐𝑟𝑟𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼1

𝑉𝑉𝑐𝑐𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟é𝑓𝑓é𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼1+

𝐸𝐸𝐸𝐸𝑝𝑝𝑐𝑐𝑟𝑟𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼2𝑉𝑉𝑐𝑐𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟é𝑓𝑓é𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼2

⋯+ ⋯𝐸𝐸𝐸𝐸𝑝𝑝𝑐𝑐𝑟𝑟𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑛𝑛

𝑉𝑉𝑐𝑐𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟é𝑓𝑓é𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑛𝑛 814

815

Aux fins du présent document, l’ID correspond à la formule suivante : 816

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑟𝑟𝑐𝑐 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖

𝑣𝑣𝑐𝑐𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟é𝑓𝑓é𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑖𝑖)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

817

818

Qui, lorsque développée, équivaut à : 819

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑟𝑟𝑐𝑐 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝐶𝐶𝐶𝐶𝐴𝐴

𝑉𝑉𝐶𝐶𝑉𝑉𝐶𝐶𝐶𝐶𝐴𝐴 +

𝐼𝐼𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝑉𝑉𝐶𝐶𝑉𝑉𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶

+ 𝐼𝐼𝐶𝐶𝐼𝐼𝐶𝐶

𝑉𝑉𝐶𝐶𝑉𝑉𝐶𝐶𝐼𝐼𝐶𝐶+

𝐼𝐼𝑇𝑇𝐶𝐶𝑇𝑇𝑉𝑉𝐶𝐶𝑉𝑉𝑇𝑇𝐶𝐶𝑇𝑇

+ 𝐼𝐼𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇

𝑉𝑉𝐶𝐶𝑉𝑉𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

820

821

et à la formule suivante : 822

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝑙𝑙𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖


𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

823

824

Qui, lorsque développée, équivaut à : 825

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝑙𝑙𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝐶𝐶𝐶𝐶𝐴𝐴

𝐼𝐼𝐶𝐶𝑅𝑅𝐸𝐸𝑐𝑐𝐶𝐶𝐶𝐶𝐴𝐴 +

𝐼𝐼𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐼𝐼𝐶𝐶𝑅𝑅𝐸𝐸𝑐𝑐𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶𝐶


𝐼𝐼𝐶𝐶𝑅𝑅𝐸𝐸𝑐𝑐𝐶𝐶𝐼𝐼𝐶𝐶+

𝐼𝐼𝑇𝑇𝐶𝐶𝑇𝑇𝐼𝐼𝐶𝐶𝑅𝑅𝐸𝐸𝑐𝑐𝑇𝑇𝐶𝐶𝑇𝑇


𝐼𝐼𝐶𝐶𝑅𝑅𝐸𝐸𝑐𝑐𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇𝑇)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

826

Où ACE = acétamipride; CLO = clothianidine; IMI = imidaclopride; TCP = thiaclopride; THX = 827 thiaméthoxame; VCT = valeur de référence pour les expositions à court terme; RCQEa = 828 recommandation canadienne pour la qualité des eaux; c = concentration. 829

Comme il s’agit de rapports, les mêmes unités (c.-à-d. ng L-1 ou µg L-1) doivent être utilisées pour 830 le numérateur et le dénominateur. 831

Le calcul de chacune des valeurs de référence et des recommandations propres aux INN est 832 présenté plus loin. 833


7.3.1 Acétamipride 834

7.3.1.1 Valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce 835

Un total de 108 données sur l’exposition à court terme provenant de 10 études ont été examinées 836 pour l’acétamipride. Parmi celles-ci, les 20 paramètres d’effet les plus sensibles pour 20 espèces 837 d’invertébrés avec les données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été 838 jugés acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les expositions à court terme 839 (tableau 11). Cet ensemble de données satisfaisait aux exigences minimales relatives au calcul de 840 la concentration de référence pour les expositions à court terme selon l’approche de type A pour 841 les invertébrés, notamment un crustacé planctonique (Daphnia magna) et des espèces sensibles 842 d’éphémères, de trichoptères et de plécoptères. 843


Tableau 11. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau 844 douce pour l’acétamipride 845

846

La DSE pour les expositions à court terme pour l’acétamipride est illustrée à la figure 2. Le 847 5e centile établi à partir de la DSE était de 1,9 µg L-1 (intervalle de confiance [IC] à 95 %, 0,29–848 21; erreur type [ET] = 6,5) (tableau 12). 849

Rang Groupe Espèce (nom latin) Nom commun Paramètre d’effet

Concentration efficace (µg L-1)

Références

1 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h 1,7 Raby et al. 2018a

2 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 2,8 Raby et al. 2018a

3 Invertébrés Cheumatopsyche brevilineata

trichoptère CE50 48 h (immobilité) 3,35 Yokoyama et al.

2009

4 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 4,8 Raby et al. 2018a

5 Invertébrés Lumbriculus variegatus

ver aquatique CL50 96 h 26,5 Raby et al. 2018a

6 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h 158,2 Raby et al. 2018a

7 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h 159,6 Raby et al. 2018a

8 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h 238,3 Raby et al. 2018a

9 Invertébrés Cheumatopsyche sp. trichoptère CL50 96 h 403,8 Raby et al. 2018a

10 Invertébrés Lampsilis fasciola lampsile fasciolée

CL50 48 h (diminution de la viabilité des

glochidies [fermeture des

valves])

> 456 Prosser et al. 2016

11 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h 686,5 Raby et al. 2018a

12 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h 780 Bartlett et al. 2018

13 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h 782,8 Raby et al. 2018a

14 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h > 890,0 Raby et al. 2018a

15 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h 1515,2 Raby et al. 2018a

16 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h 2129,6 Raby et al. 2018a

17 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h 2369,7 Raby et al. 2018a

18 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h > 9600,0 Raby et al. 2018a

19 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h 24 392,9 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h > 33 500 Raby et al. 2018a


Tableau 12. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 850 l’exposition à court terme à l’acétamipride en eau douce 851

852

853

Figure 2. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour l’acétamipride 854

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce pour l’acétamipride est de 855 1,9 µg m.a. L-1. 856

857

7.3.1.2 Valeur de référence pour les expositions à court terme en eau salée 858

Aucune donnée acceptable (primaire ou secondaire) relative à l’exposition à court terme des 859 espèces marines à l’acétamipride n’était disponible. Par conséquent, aucune valeur de référence 860 pour les expositions à court terme n’a été établie pour les espèces marines. 861

862

Distribution CIAc 5e centile

estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids

5e centile pondéré (µg L-1)

BIIC à 95 %

pondérée (µg L-1)

BSIC à 95 %


ET

Log-normal 332,1 2,875 0,516 21,429 0,300 0,863 0,155 6,429 5,760 Log-logistique 332,9 2,981 0,411 29,503 0,200 0,596 0,0822 5,901 8,266 Log-Gumbel 336,0 3,112 0,984 17,563 0,041 0,128 0,0403 0,720 5,196

Gamma 334,3 0,178 0,001 15,568 0,097 0,0173 0,0001 1,510 13,404 Weibull 331,7 0,813 0,032 18,556 0,361 0,293 0,0116 6,699 5,626

Valeur de référence = 1,897 0,289 21,259 6,549


863

7.3.1.3 Recommandation pour les expositions à long terme en eau douce 864

Un total de 58 données sur l’exposition à long terme provenant de 5 études ont été examinées pour 865 l’acétamipride. Parmi celles-ci, les 4 paramètres d’effet les plus sensibles pour 4 espèces avec des 866 données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été jugés acceptables pour 867 être inclus dans la recommandation (tableau 13). 868

Tableau 13. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 869 douce pour l’acétamipride 870

Cet ensemble de données n’incluait pas assez de données (n = 4) pour utiliser l’approche de type A 871 fondée sur la DSE, laquelle exige n = 7 données. Par conséquent, la recommandation a été élaborée 872 à l’aide de l’approche de type B28. Les exigences minimales relatives aux données sur les 873 invertébrés ont été satisfaites à l’aide de données primaires et secondaires. Le paramètre d’effet 874 critique était une CE10 après 56 jours de 0,37 µg L-1 pour l’émergence de C. dilutus, avec des 875 données classées comme primaires selon l’évaluation de la qualité. Un FS de 10 a été appliqué. 876

RCQEa = paramètre d’effet critique ÷ 10 877 = 0,37 ÷ 10 878 = 0,037 µg L-1 879

La RCQEa pour les expositions à long terme en eau douce pour l’acétamipride est de 880 0,04 µg m.a. L-1 ou 40 ng m.a. L-1. 881

882

8 Les exigences minimales relatives aux données pour une recommandation de type B2 ont été satisfaites en utilisant uniquement des données sur les invertébrés. L’exigence minimale relative aux ensembles de données concernant le nombre d’espèces (deux espèces de poissons et deux espèces d’invertébrés) a été remplie en utilisant (au moins) quatre espèces d’invertébrés seulement. L’ensemble de données minimal comprend une combinaison de données classées comme primaires et secondaires.

Rang Groupe Espèce (nom latin)

Nom commun

Paramètre d’effet

Concentration efficace (µg L-1) Références Classification

de l’étude

1 Invertébrés Chironomus dilutus

moucheron CE10 56 j pour l’émergence

(survie) 0,37 Raby et al.

2018b Primaire

2 Invertébrés Neocloeon triangulifer

éphémère CE10 32 j pour l’émergence

(survie) 0,67 Raby et al.

2018b Primaire

3 Invertébrés Hyalella azteca

amphipode CE10 28 j pour la croissance 1,40 Bartlett et al.

2019 Primaire

4 Invertébrés Ceriodaphnia dubia

puce d’eau CE10 7 j pour la reproduction 6200 Raby et al.

2018c Secondaire


7.3.1.4 Recommandation pour les expositions à long terme en eau salée 883

Aucune donnée acceptable (primaire ou secondaire) relative à l’exposition à long terme des 884 espèces marines à l’acétamipride n’était disponible. Par conséquent, aucune recommandation pour 885 les expositions à long terme en eau salée n’a été établie pour l’acétamipride. 886

887

7.3.2 Clothianidine 888


Un total de 115 données sur l’exposition à court terme provenant de 18 études ont été examinées 890 pour l’imidaclopride. Parmi celles-ci, les 25 paramètres d’effet les plus sensibles pour 23 espèces 891 d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été 892 jugés acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les expositions à court terme 893 (tableau 14). Cet ensemble de données satisfaisait aux critères relatifs aux invertébrés, notamment 894 un crustacé planctonique (D. magna) et des espèces sensibles d’éphémères, de trichoptères et de 895 plécoptères. 896

Tableau 14. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau 897 douce pour la clothianidine 898


Nom commun



Concentration efficace selon la moyenne géométrique

(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h 3,5 3,5 Raby et al.

2018a

2 Invertébrés Cheumatopsyche brevilineata trichoptère CE50 48 h

(immobilité) 4,44 4,44 Yokoyama et al. 2009

3 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 5,2 5,2 Raby et al. 2018a

4 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 11,6 11,6 Raby et al. 2018a

5 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h 28,5 28,5 Raby et al. 2018a

6 Invertébrés Chironomus riparius moucheron CE50 48 h

(immobilité) 29,0 29,0 Mattock 2001

7 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h 34,8 34,8 Raby et al. 2018a

8 Invertébrés Procambarus clarkii

écrevisse de

Louisiane CL50 96 h 59,2 59,2 Barbee et

Stout 2009

9 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h 62,6 62,6 Raby et al. 2018a

10 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h 122,1 122,1 Raby et al. 2018a


ver aquatique CL50 96 h 177,1 177,1 Raby et al.

2018a



Nom commun




(µg L-1)

Références

12 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h 208 208 Raby et al. 2018a

13 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h 586,9 586,9 Raby et al. 2018a

14 Invertébrés Cheumatopsyche sp. trichoptère CL50 96 h 1281 1281 Raby et al.

2018a

15 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h 1328,3 1328,3 Raby et al. 2018a

16 Invertébrés Agnetina, Paragnetina sp. plécoptère CL50 96 h 1714,8 1714,8 Raby et al.

2018a

17 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h 1740 1740 Raby et al. 2018a

18 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h 2000 2000 Bartlett et al. 2018

19 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h 3939,2 3939,2 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h 14 556,3 14 556,3 Raby et al. 2018a

21 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h 16 085,8 16 085,8 Raby et al. 2018a

22

Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h (immobilité) 40 000

57 529

Noack et Geffke 2000





23 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h 100 000 100 000 Raby et al.

2018a

899

La DSE pour les expositions à court terme pour la clothianidine est illustrée à la figure 3. Le 900 5e centile établi à partir de la DSE était de 3,1 µg L-1 (IC à 95 %, 0,85–18; ET = 5,6) (tableau 15). 901

902

Tableau 15. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 903 l’exposition à court terme à la clothianidine en eau douce 904


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET

Log-normal 387,4 2,653 0,484 18,557 0,393 1,0426 0,190 7,293 5,526 Log-

logistique 389,0 1,746 0,187 17,810 0,172 0,300 0,0322 3,0633 5,092

Log-Gumbel 387,5 4,787 1,749 18,662 0,361 1,728 0,631 6,737 4,430 Gamma 396,3 0,036 0,000 7,931 0,005 0,00018 0 0,0397 6,246 Weibull 390,8 0,309 0,010 6,889 0,070 0,0216 0,0007 0,482 2,291



905

906

Figure 3. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour la 907 clothianidine 908

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce pour la clothianidine est de 909 3,1 µg m.a. L-1. 910

911


Trois données sur l’exposition à court terme en eau salée ont été recueillies pour trois espèces, 913 dont l’une était un invertébré acceptable, Mysidopsis bahia (CL50 après 96 h pour la mortalité de 914 53 µg L-1) [Drottar et al. 2000]. Comme les données de cet ensemble ne répondaient pas aux 915 exigences des recommandations de type A, de type B1 ou de type B2, aucune valeur de référence 916 pour les expositions à court terme en eau salée n’a été établie pour la clothianidine. 917

918


Un total de 141 données sur l’exposition à long terme provenant de 19 études ont été examinées 920 pour la clothianidine. Parmi celles-ci, les 9 paramètres d’effet les plus sensibles pour 9 espèces 921 d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaires ou secondaires ont été 922 jugés acceptables pour inclusion dans la recommandation (tableau 16). 923


Tableau 16. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 924 douce pour la clothianidine 925

926

La DSE pour les expositions à long terme pour la clothianidine est illustrée à la figure 4. Le 927 5e centile établi à partir de la DSE était de 0,023 µg L-1 (IC à 95 %, 0,005–0,47; ET = 0,34) 928 (tableau 17). 929

930

Tableau 17. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 931 l’exposition à long terme à la clothianidine en eau douce 932

933


Nom commun Paramètre d’effet Concentration

efficace (µg L-1) Références

1 Invertébrés Planorbella pilsbryi

planorbe CE10 28 j (croissance) 0,1 Prosser et al. 2016

2 Invertébrés Chironomus riparius

moucheron CSEO 10 j (croissance) 0,12 Putt 2006

3 Invertébrés Deleatidium spp. éphémère CE10 28 j (altération du comportement) 0,24 Macaulay et al.

2019


moucheron CE10 56 j max. (émergence) 0,42 Raby et al.

2018b


éphémère CE10 32 j max. (émergence) 0,67 Raby et al.

2018b

6 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 42 j (croissance) 0,78 Raby et Sibley

2017

7 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CSEO 21 j (reproduction) 120 Noack et

Geffke 1998


puce d’eau CE10 6 j (reproduction) 2030 Raby et al. 2018c

9 Invertébrés Lampsilis siliquoidea

lampsile siliquoïde CSEO 28 j (survie) 9033 Salerno et al.

2018


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET

Log-normal 85,4 0,005 0,000 0,450 0,170 0,00085 0 0,0765 0,172 Log-logistique 86,0 0,002 0,000 0,249 0,127 0,000254 0 0,0316 0,115 Log-Gumbel 82,8 0,035 0,007 0,443 0,638 0,02233 0,00447 0,283 0,191

Gamma 90,0 0,000 0,000 0,624 0,017 0 0 0,0106 3,107 Weibull 87,9 0,000 0,000 0,264 0,049 0 0 0,0129 0,150

Recommandation = 0,023 0,005 0,465 0,339


934

Figure 4. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour la 935 clothianidine 936

La RCQEa pour les expositions à long terme en eau douce pour la clothianidine est de 937 0,02 µg m.a. L-1 ou 20 ng m.a. L-1. 938

939


Une donnée acceptable (primaire ou secondaire) relative à l’exposition à long terme des espèces 941 marines à la clothianidine était disponible : une CMEO après 96 h de 16 000 µg L-1 pour la 942 croissance de la population de diatomées d’eau salée Skeletonema costatum a été observée 943 (Banman et al. 2012). Bien que cette donnée soit classée comme étant primaire selon l’évaluation 944 de la qualité, les diatomées sont insensibles aux INN. Par conséquent, cette donnée n’a pas été 945 utilisée comme étude critique pour élaborer une recommandation, car cette dernière ne serait pas 946 protectrice. Ainsi, aucune recommandation pour les expositions à long terme en eau salée n’a été 947 établie pour la clothianidine. 948

949

7.3.3 Imidaclopride 950



Un total de 517 données sur l’exposition à court terme provenant de 67 études ont été examinées 952 pour l’imidaclopride. Parmi celles-ci, les 28 paramètres d’effet les plus sensibles pour 24 espèces 953 d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été 954 jugés acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les expositions à court terme 955 (tableau 18). Cet ensemble de données satisfaisait aux exigences minimales relatives au calcul de 956 la concentration de référence pour les expositions à court terme selon l’approche de type A pour 957 les invertébrés, notamment un crustacé planctonique (D. magna) et des espèces sensibles 958 d’éphémères, de trichoptères et de plècoptères. 959

Tableau 18. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court 960 terme pour l’imidaclopride 961


Nom commun


Concentration efficace (µg L-

1)


(µg L-1)

Références


trichoptère CE50 48 h (immobilité) 4,85 4,85 Yokoyama

et al. 2009


éphémère CL50 96 h 5,2 5,2 Raby et al. 2018a

3 Invertébrés Simulium vittatum mouche noire CL50 48 h 6,75 6,75 Overmyer et

al. 2005

4 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 10,5

11,1

Gagliano 1991

Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 11,8 Raby et al. 2018a

5 Invertébrés Micrasema sp. trichoptère CL50 96 h 14,6 14,6 Raby et al. 2018a



ver aquatique CL50 96 h 45,4 45,4 Raby et al.

2018a


moucheron CL50 24 h 55,2 55,2

Dorgerloh et Sommer

2002


10 Invertébrés Isonychia bicolor

éphémère CL50 96 h 18,77

115,9

Camp et Buchwalter

2016

Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h 715,2 Raby et al. 2018a


12 Invertébrés Cheumatopsyche sp.

trichoptère CL50 96 h 324,5 324,5 Raby et al. 2018a

13 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h 365,7 365,7 Raby et al.

2018a

14

Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 363,2

437,1

Raby et al. 2018a

Invertébrés Hyalella azteca amphipode

CL50 96 h 526 England et Bucksath

1991



Nom commun



1)


(µg L-1)

Références

15 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h 450,4 450,4 Raby et al. 2018a

16 Invertébrés Lampsilis fasciola

lampsile fasciolée

CL50 48 h (diminution de la viabilité des glochidies [fermeture des valves])

> 688 > 688 Prosser et al. 2016


18 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h 1152 1152 Raby et al. 2018a

19 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h 1810,2 1810,2 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h 3462,7 3462,7 Raby et al. 2018a


écrevisse de Louisiane

CL50 96 h 14 000 14 000 Takada 1990

22 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h > 15 600 > 15 600 Raby et al.

2018a

23 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 48 h 10 440

32 633

Song et al. 1997

Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 48 h > 102 000 Raby et al.

2018a


puce d’eau CL50 48 h 72 125 72 125 Raby et al. 2018a

962

La DSE pour les expositions à court terme pour l’imidaclopride est illustrée à la figure 5. Le 963 5e centile établi à partir de la DSE était de 4,1 µg L-1 (IC à 95 %, 1,3–20; ET = 5,3) (tableau 19). 964

Tableau 19. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 965 l’exposition à court terme à l’imidaclopride en eau douce 966


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 403,9 0,055 0,000 6,027 0,002 0,00011 0,000000 0,0121 2,603 Weibull 397,8 0,394 0,018 7,634 0,040 0,0158 0,00072 0,305 2,321



967

968

Figure 5. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour 969 l’imidaclopride 970

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce pour l’imidaclopride est de 971 4,1 µg m.a. L-1. 972

973


Un total de 72 données sur l’exposition à court terme en eau salée provenant de 13 études ont été 975 examinées pour l’imidaclopride. Parmi celles-ci, les 9 paramètres d’effet les plus sensibles pour 976 8 espèces d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité secondaire ont été jugés 977 acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les expositions à court terme en eau 978 salée (aucune étude n’était composée de données primaires) (tableau 20). 979


Tableau 20. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en eau 980 salée pour l’imidaclopride 981

982

La DSE pour les expositions à court terme en eau salée pour l’imidaclopride est illustrée à la 983 figure 6. Le 5e centile établi à partir de la DSE était de 4,5 µg L-1 (IC à 95 %, 0,85–74; ET = 24) 984 (tableau 21). 985

986

Tableau 21. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 987 l’exposition à court terme à l’imidaclopride en eau salée 988

989

990

Rang Taxon Espèce (nom latin)

Nom commun



Concentration efficace selon

la moyenne géométrique

(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Callinectes sapidus crabe bleu CL50 24 h 10,04 10,04 Osterberg

et al. 2012

2

Invertébrés Aedes taeniorhynchus

moustique des

marais salés

CL50 48 h 13

14,4

Song et al. 1997; Song

et Brown 1998

Invertébrés Aedes taeniorhynchus

moustique des

marais salés

CL50 48 h > 16 Song et Brown 1998

3 Invertébrés Mysidopsis bahia mysis marine CL50 72 h 33,7 33,7 Ward 1990

4 Invertébrés Penaeus japonicus crevette

CL50 96 h 225 225 Nosaka 1990a

5 Invertébrés Cypridopsis vidua ostracode

CL50 48 h 715 715 Sánchez-Bayo et

Goka 2006

6 Invertébrés Chydorus sphaericus

puce d’eau CE50 48 h

(immobilité) 832 832 Sánchez-Bayo et

Goka 2006

7 Invertébrés Artemia parthenogenetica

artémia CL50 24 h 1170 1170 Zhang et al.

2012

8 Invertébrés Palaemon paucidens

crevette CL50 96 h 20 200 20 200 Nosaka

1990b


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 134,6 0,185 0,000 121,259 0,062 0,0115 0 7,518 57,900 Weibull 132,9 0,748 0,011 59,330 0,148 0,111 0,00163 8,781 17,382



991

Figure 6. DSE pour les expositions à court terme en eau salée pour l’imidaclopride 992

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau salée pour l’imidaclopride est de 993 4,5 µg m.a L-1. 994

995


Un total de 360 données sur l’exposition à long terme provenant de 48 études ont été examinées 997 pour l’imidaclopride. Parmi celles-ci, les 8 paramètres d’effet les plus sensibles pour 8 espèces 998 d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été 999 jugés acceptables pour être inclus dans la recommandation (tableau 22). 1000


Tableau 22. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1001 douce pour l’imidaclopride 1002

La DSE pour les expositions à long terme pour l’imidaclopride est illustrée à la figure 7. Le 1003 5e centile établi à partir de la DSE était de 0,01 µg L-1 (IC à 95 %, 0,001–2,6; ET = 3,0) (tableau 1004 23). 1005

Tableau 23. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1006 l’exposition à long terme à l’imidaclopride en eau douce 1007




1 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j (croissance) 0,029 Bartlett et al.

2019


moucheron CE10 56 j max. (émergence) 0,13 Raby et al.

2018b


moucheron CMEO > 17 j (mortalité) 1 Langer-Jaesrich

et al. 2010


éphémère CE10 32 j (émergence) 1,12 Raby et al.

2018b


planorbe CL10 28 j (croissance) 15,4 Prosser et al.

2016


puce d’eau CE10 7 j (reproduction) 1360 Raby et al.

2018c

7 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE10 21 j (reproduction) 2690 Raby et al. 2018c


lampsile siliquoïde CSEO 28 j (survie) 9121 Salerno et al. 2018


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 94,5 0,000 0,000 6,23 0,175 0 0 1,09 5,30 Weibull 94,5 0,001 0,000 1,29 0,174 0,000174 0 0,225 2,86

Recommandation = 0,009 0,001 2,63 3,02


1008

1009

Figure 7. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour 1010 l’imidaclopride 1011

La RCQEa pour les expositions à long terme en eau douce pour l’imidaclopride est de 1012 0,01 µg m.a. L-1 ou 10 ng m.a. L-1. 1013

1014


Un total de 24 données sur l’exposition à long terme en eau salée provenant de deux études ont été 1016 examinées pour l’imidaclopride. Parmi celles-ci, un paramètre d’effet pour une espèce d’invertébré 1017 était le paramètre d’effet le plus sensible qui a également été jugé acceptable pour être inclus dans 1018 la recommandation. Il s’agit d’une CSEO après 28 jours de 0,163 µg L-1 pour la croissance de M. 1019 bahia (Ward 1991). Cet ensemble de données ne satisfaisait pas aux exigences des 1020 recommandations de type A, de type B1 ou de type B2. Par conséquent, aucune valeur de référence 1021 pour les expositions à long terme en eau salée n’a été établie pour l’imidaclopride. 1022

1023

1024

1025


1026

7.3.4 Thiaclopride 1027


Un total de 74 données sur l’exposition à court terme en eau douce provenant de 17 études ont été 1029 examinées pour le thiaclopride. Parmi celles-ci, les 15 paramètres d’effet les plus sensibles pour 1030 14 espèces d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaires ou 1031 secondaires ont été jugés acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les 1032 expositions à court terme (tableau 24). Cet ensemble de données satisfaisait aux exigences 1033 minimales relatives au calcul de la concentration de référence pour les expositions à court terme 1034 selon l’approche de type A pour les invertébrés, notamment un crustacé planctonique et des 1035 espèces sensibles d’éphémères, de trichoptères et de plécoptères. 1036


Tableau 24. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court 1037 terme pour le thiaclopride 1038

1039

La DSE pour les expositions à court terme pour le thiaclopride est illustrée à la figure 8. Le 1040 5e centile établi à partir de la DSE était de 1,8 µg L-1 (IC à 95 %, 0,16–31; ET = 13) (tableau 25). 1041


Nom commun




(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 1,6 1,6 Raby et al.

2018a

2 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h 1,9 1,9 Raby et al.

2018a

3 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 40,7

47,3

Bowers 1996

Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 55 Raby et al. 2018a




7 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h 231,4 231,4 Raby et al. 2018a


CL50 48 h (diminution de la viabilité des

glochidies [fermeture des

valves])

> 543 > 543 Prosser et al. 2016

9 Invertébrés Cheumatopsyche sp. trichoptère CL50 96 h > 920 > 920 Raby et al.

2018a

10 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h 3882,6 3882,6 Raby et al. 2018a

11 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h 5647,2 5647,2 Raby et al. 2018a


13 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h > 41 500 > 41 500 Raby et al.

2018a

14 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h (immobilité) > 85 100 > 85 100 Heimbach

1995


Tableau 25. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1042 l’exposition à court terme au thiaclopride en eau douce 1043

1044

1045

Figure 8. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le 1046 thiaclopride 1047

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce pour le thiaclopride est de 1048 1,8 µg m.a. L-1. 1049

1050


Trois données pour les expositions à court terme en eau salée ont été examinées pour deux espèces. 1052 Parmi celles-ci, une seule donnée pour M. bahia (CL50 après 96 h de 31 µg L-1) [Drottar et Swigert 1053 1996a] était le paramètre d’effet le plus sensible qui a également été jugé acceptable pour être 1054 inclus dans la recommandation, avec des données classées comme étant primaires selon 1055


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET

Log-normal 248,2 2,500 0,193 35,073 0,325 0,813 0 11,399 10,508 Log-logistique 248,9 2,138 0,114 37,214 0,233 0,498 0,0266 8,671 13,497 Log-Gumbel 250,4 3,018 0,664 24,162 0,106 0,320 0,0704 2,561 7,096

Gamma 250,8 0,066 0,000 34,276 0,086 0,00568 0 2,948 20,917 Weibull 248,7 0,467 0,010 20,462 0,249 0,116 0,00249 5,0950 9,219



l’évaluation de la qualité. Cet ensemble de données ne satisfaisait pas aux exigences des 1056 recommandations de type A, de type B1 ou de type B2. Par conséquent, aucune valeur de référence 1057 pour les expositions à court terme en eau salée n’a été établie pour le thiaclopride. 1058

1059


Un total de 92 données sur l’exposition à long terme en eau douce provenant de 11 études ont été 1061 examinées pour le thiaclopride. Parmi celles-ci, les 5 paramètres d’effet les plus sensibles pour 5 1062 espèces d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaires ou secondaires 1063 ont été jugés acceptables pour être inclus dans la recommandation (tableau 26). 1064

Tableau 26. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1065 douce pour le thiaclopride 1066

Cet ensemble de données était trop petit pour utiliser l’approche de type A fondée sur la DSE, 1067 laquelle exige n = 7 points de données. Une recommandation de type B29 a plutôt été élaborée. 1068 Les exigences minimales relatives aux données sur les invertébrés ont été satisfaites à l’aide de 1069 données primaires et secondaires. Le paramètre d’effet critique (le plus bas acceptable) était une 1070 CE10 après 56 jours de 0,03 µg L-1 pour la survie à l’émergence de C. dilutus, avec des données 1071 classées comme primaires selon l’évaluation de la qualité. Un FS de 10 a été appliqué. 1072 1073 RCQEa = paramètre d’effet critique ÷ 10 1074

= 0,03 ÷ 10 1075

9 Les exigences minimales relatives aux données pour une recommandation de type B2 ont été satisfaites en utilisant uniquement des données sur les invertébrés. L’exigence minimale relative aux ensembles de données concernant le nombre d’espèces (deux espèces de poissons et deux espèces d’invertébrés) a été remplie en utilisant (au moins) quatre espèces d’invertébrés seulement. L’ensemble de données minimal comprend une combinaison de données classées comme primaires et secondaires.


Nom commun



1) Références Classification

de l’étude

1 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron

CE10 56 j max.

(émergence) 0,03 Raby et al.

2018b Primaire

2 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j

(mortalité) 0,048 Bartlett et al. 2019 Primaire

3 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère

CE10 32 j max.

(émergence) 0,34 Raby et al.

2018b Primaire

4 Invertébrés Daphnia magna

puce d’eau

CSEO 21 j (croissance [longueur du

corps du parent])

580 Heimbach 1996 Primaire

5 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CE10 6 j

(reproduction) 1110 Raby et al. 2018c Secondaire


= 0,003 µg L-1 1076

La RCQEa pour les expositions à long terme en eau douce pour le thiaclopride est de 0,003 µg m.a. 1077 L-1 ou 3 ng m.a. L-1. 1078

1079


Seules deux données sur l’exposition à long terme au thiaclopride en eau salée pour M. bahia ont 1081 été examinés : une CSEO de 2,2 µg L-1 et une CMEO de 1,1 µg L-1 pour la survie et la reproduction 1082 après 32 jours (Drottar et Swigert 1996b). Aucune donnée sur les poissons et les autres invertébrés 1083 n’a été recueillie. Par conséquent, aucune recommandation pour les expositions à long terme en 1084 eau salée n’a été établie pour le thiaclopride. 1085

1086

7.3.5 Thiaméthoxame 1087


Un total de 148 données sur l’exposition à court terme en eau douce provenant de 21 études ont 1089 été examinées pour le thiaméthoxame. Parmi celles-ci, les 31 paramètres d’effet les plus sensibles 1090 pour 31 espèces d’invertébrés avec des données classées comme étant de qualité primaire ou 1091 secondaire ont été jugés acceptables pour être inclus dans la valeur de référence pour les 1092 expositions à court terme (tableau 27). Cet ensemble de données satisfaisait aux exigences 1093 minimales relatives au calcul de la concentration de référence pour les expositions à court terme 1094 selon l’approche de type A pour les invertébrés, notamment des espèces sensibles d’éphémères, 1095 de trichoptères et de plécoptères. 1096

Tableau 27. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à court 1097 terme pour le thiaméthoxame 1098





éphémère CL50 96 h 5,5 Raby et al. 2018a

2 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h 31 Raby et al.

2018a

3 Invertébrés Micrasema sp. trichoptère CL50 96 h 32,8 Raby et al. 2018a


moucheron CE50 48 h (immobilité) 35 Mank et Krueger 1998

5 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h 61,9 Raby et al. 2018a

6 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h 67,4 Raby et al. 2018a

7 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h 148 Raby et al. 2018a






trichoptère CL50 96 h 170,1 Raby et al. 2018a

9 Invertébrés Ostracoda ostracode CE50 48 h (immobilité) 180 Knauer 2000a

10 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h 334,9 Raby et al.

2018a

11 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h 381,9 Raby et al. 2018a


lampsile fasciolée

CL50 48 h (diminution de la viabilité des glochidies [fermeture des valves])


13 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h 801 Raby et al. 2018a

14 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h > 920 Raby et al. 2018a


écrevisse de Louisiane CL50 96 h 967 Barbee et

Stout 2009

16 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h 1473,1 Raby et al. 2018a

17 Invertébrés Gammarus sp. amphipode CE50 48 h (immobilité) 2800 Knauer 2000b


ver aquatique CL50 96 h 3438,2 Raby et al. 2018a

19 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h 4633,6 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Chaoborus sp. moucheron-fantôme CE50 48 h (immobilité) 5500 Knauer 2000a

21 Invertébrés Agnetina, Paragnetina sp.

plécoptère CL50 96 h > 7120 Raby et al. 2018a

22 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h > 7120 Raby et al.

2018a

23 Invertébrés Brachionus calyciflorus

rotifère CE50 24 h (immobilité) > 10 000 Knauer 2000c

24 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h > 10 000 Bartlett et al. 2018

25 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h 15 061,8 Raby et al. 2018a

26 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h > 35 600 Raby et al. 2018a


puce d’eau CL50 48 h > 80 000 Raby et al. 2018a

28 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 96 h > 80 000 Raby et al. 2018a

29 Invertébrés Daphnia pulex Leydig

puce d’eau CE50 24 h (immobilité) > 100 000 Knauer 2000c

30 Invertébrés Lymnaea stagnalis limnée des étangs CE50 48 h (immobilité) > 100 000 Knauer 2000a

31 Invertébrés Radix peregra limnée voyageuse CE50 48 h (immobilité) > 100 000 Knauer 2000a

1099

La DSE pour les expositions à court terme est illustrée à la figure 9. Le 5e centile établi à partir de 1100 la DSE était de 13,2 µg L-1 (IC à 95 %, 3,2–72; ET = 21) (tableau 28). 1101


Tableau 28. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1102 l’exposition à court terme au thiaméthoxame en eau douce 1103

1104

1105

Figure 9. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le 1106 thiaméthoxame 1107

La valeur de référence pour les expositions à court terme en eau douce pour le thiaméthoxame est 1108 de 13 µg m.a. L-1. 1109

1110


Aucune donnée acceptable (primaire ou secondaire) relative à l’exposition à court terme des 1112 espèces marines au thiaméthoxame n’était disponible. Par conséquent, aucune valeur de référence 1113 pour les expositions à court terme n’a été établie pour les espèces marines. 1114


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 615,5 1,171 0,026 42,787 0,059 0,0691 0,00153 2,524 20,543 Weibull 612,7 4,249 0,416 48,575 0,238 1,0113 0,0990 11,561 15,617




Un total de 91 données sur l’exposition à long terme provenant de 10 études ont été examinées 1116 pour le thiaméthoxame. Parmi ceux-ci, les 7 paramètres d’effet les plus sensibles pour 7 espèces 1117 avec des données classées comme étant de qualité primaire ou secondaire ont été jugés acceptables 1118 pour être inclus dans la recommandation (tableau 29). 1119

Tableau 29. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité aquatique à long 1120 terme pour le thiaméthoxame 1121




1 Invertébrés Deleatidium spp. éphémère CE25 28 j (immobilité) 0,98 Macaulay et al. 2019

2 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CE50 32 j max. (survie à

l’émergence) 2,18 Raby et al. 2018b

3 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CE10 56 j max. (survie à

l’émergence) 11,15 Raby et al. 2018b

4 Invertébrés Planorbella pilsbryi planorbe CE10 28 j (croissance) 21,3 Prosser et al.

2016

5 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j (mortalité) 71,0 Bartlett et al. 2019

6 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CE50 7 j (reproduction) > 80 000 Raby et al.

2018c 7 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CSEO 21 j (immobilité) 100 000 Neumann 1997

La DSE pour les expositions à long terme pour le thiaméthoxame est illustrée à la figure 10. Le 1122 5e centile établi à partir de la DSE était de 0,23 µg L-1 (IC à 95 %, 0,029–19; ET = 79) (tableau 1123 30). 1124 1125

Tableau 30. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1126 l’exposition à long terme au thiaméthoxame en eau douce 1127


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET

Log-normal 114,1 0,082 0,001 25,741 0,215 0,0176 0,000215 5,534 22,021 Log-logistique 114,6 0,029 0 7,664 0,165 0,00479 0 1,265 7,395 Log-Gumbel 112,6 0,458 0,063 13,212 0,459 0,210 0,028917 6,064 8,728

Gamma 116,5 0 0 68,068 0,065 0,0000 0 4,424 207,134 Weibull 115,7 0,002 0 14,948 0,095 0,00019 0 1,420 18,551



1128

Figure 10. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour le 1129 thiaméthoxame 1130

La RCQEa pour les expositions à long terme en eau douce pour le thiaméthoxame est de 1131 0,23 µg m.a. L-1 ou 230 ng m.a. L-1. 1132

1133


Aucune donnée acceptable (primaire ou secondaire) relative à l’exposition à long terme des 1135 espèces marines au thiaméthoxame n’était disponible. Par conséquent, aucune recommandation 1136 pour les expositions à long terme en eau salée n’a été établie pour le thiaméthoxame. 1137

1138

7.4 Résumé des valeurs de référence et des recommandations 1139

Un résumé des recommandations établies pour chaque INN est présenté au tableau 31. Les 1140 concentrations de référence pour les expositions à court terme en eau douce varient de 1,8 à 1141 13 µg L-1, et toutes ont été établies selon l’approche de type A fondée sur la DSE. Les RCQEa 1142 pour les expositions à long terme en eau douce sont inférieures de deux ou trois ordres de grandeur 1143 aux valeurs de référence pour les expositions à court terme et varient de 0,003 à 0,23 µg L-1. Les 1144 recommandations pour la clothianidine et l’imidaclopride ont été élaborées selon l’approche de 1145 type A fondée sur la DSE. En raison du manque de données, les recommandations pour 1146 l’acétamipride, le thiaclopride et le thiaméthoxame ont été élaborées au moyen de l’approche de 1147


type B1. Les données en eau salée étaient rares; seule une valeur de référence pour les expositions 1148 à court terme pour l’imidaclopride a pu être établie à l’aide de l’approche de type A. Par 1149 conséquent, pour les matrices relatives à l’eau salée, seule la valeur de référence spécifique à 1150 l’imidaclopride peut être appliquée. 1151

Tableau 31. Résumé des valeurs de référence et des recommandations relatives 1152 aux INN 1153

A Recommandation de type A 1154 B1 Recommandation de type B1 1155 AR = aucune recommandation n’a été élaborée 1156 1157

7.5 Approche de l’indice de risque : application de valeurs de référence ou de 1158 recommandations pour un mélange de INN 1159

Pour appliquer ces recommandations propres à chaque INN à un mélange, la concentration 1160 mesurée de chaque INN est comparée à la recommandation respective, et les résultats sont ensuite 1161 additionnés dans le cadre d’une approche de l’indice de risque (IR) : 1162

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑟𝑟𝑐𝑐 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖

𝑣𝑣𝑐𝑐𝑙𝑙𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟é𝑓𝑓é𝑟𝑟𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑖𝑖)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

1163

et 1164

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝑙𝑙𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖


𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

1165

1166

Une valeur finale ≥ 1 indiquerait que la concentration de INN mesurée dans un échantillon d’eau 1167 peut présenter un risque pour les communautés aquatiques, alors qu’une valeur finale < 1 1168 indiquerait que l’échantillon ne présente aucun risque. 1169

Pour les INN dont la valeur est < LDM (limite de détection de la méthode), il faut considérer la 1170 valeur comme étant 0. Bien qu’un résultat de < LDM reçoive habituellement une valeur égale à la 1171 moitié de la LDM, cette approche n’est pas adoptée ici, car les valeurs des recommandations sont 1172

Néonicotinoïde Valeur de référence pour les expositions à court terme

(µg L-1) Recommandation pour les expositions

à long terme (µg L-1) Eau douce Eau salée Eau douce Eau

salée Acétamipride 1,9 (IC à 95 %, 0,29–21)A AR 0,04B1 AR

Clothianidine 3,1 (IC à 95 %, 0,85–18)A AR 0,02 (IC à 95 %, 0,005–0,47)A AR

Imidaclopride 4,1 (IC à 95 %, 1,3–20)A 4,5 (IC à 95 %, 0,85–74)A 0,01 (IC à 95 %, 0,001–2,6)A AR

Thiaclopride 1,8 (IC à 95 %, 0,16-31)A AR 0,003B1 AR

Thiaméthoxame 13 (IC à 95 %, 3,2–72)A AR 0,23 (IC à 95 %, 0,029–19)A AR


si proches de celle de la LDM10 qu’un échantillon dont toutes les valeurs des INN représentent la 1173 moitié de la LDM typique aurait une valeur supérieure à celle de la recommandation. 1174 1175 Prenons, par exemple, les échantillons ci-dessous. 1176 1177 Échantillon 1 1178 Acétamipride : 5 ng L-1; < LDM 1179 Clothianidine : 36 ng L-1 1180 Imidaclopride : 11 ng L-1 1181 Thiaclopride : 2 ng L-1; < LDM 1182 Thiaméthoxame : 48 ng L-1 1183 1184









𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

1185

1186

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝑙𝑙𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (0

40 +

3620

+ 1110

+ 03

+ 48

230)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

= 2,4 1187

Comme 2,4 > 1, les concentrations de l’échantillon 1 peuvent présenter un risque pour les 1188 communautés aquatiques. 1189 1190 1191 Échantillon 2 1192 Acétamipride : 5 ng L-1; < LDM 1193 Clothianidine : 16 ng L-1 1194 Imidaclopride : 5 ng L-1; < LDM 1195 Thiaclopride : 2 ng L-1; < LDM 1196 Thiaméthoxame : 15 ng L-1 1197 1198 Pour les INN dont la valeur est < LDM, il faut considérer la valeur de concentration comme étant 1199 0. 1200









𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

1201

1202

𝐼𝐼𝐼𝐼 à 𝑙𝑙𝑐𝑐𝐼𝐼𝑙𝑙 𝑐𝑐𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (0

40 +

1620

+ 0

10+

03

+ 15

230)

𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

= 0,56 1203

10 LDM des NNI de la Direction des services de laboratoire du MEPNP de l’Ontario : 0,005 µg L-1 pour l’acétamipride, la clothianidine, l’imidaclopride et le thiaméthoxame; 0,002 µg L-1 pour le thiaclopride.


Comme 0,56 < 1, les concentrations de l’échantillon 2 ne présentent probablement pas de risque 1204 pour les communautés aquatiques. 1205 1206

7.6 Comparaison entre les concentrations des RCQEa élaborées et les 1207 recommandations existantes 1208

Les valeurs de référence pour les expositions à court terme proposées dans le présent document 1209 ont toutes été établies selon l’approche de type A (fondée sur la DSE) du CCME. Par contre, la 1210 plupart des recommandations pour les expositions à court terme (ou NQE à court terme) des autres 1211 gouvernements (p. ex., des États-Unis, de la Suisse et de la Finlande) ont été élaborées à l’aide 1212 d’une approche fondée sur la plus faible valeur à laquelle un facteur de sécurité a été appliqué. Les 1213 valeurs de référence présentées ici ont moins d’un ordre de grandeur de différence et ne sont pas 1214 constamment supérieures ou inférieures à celles élaborées par d’autres gouvernements. Pour 1215 l’imidaclopride, le INN ayant le plus grand ensemble de données, la valeur de référence pour les 1216 expositions à court terme présentée ici (4,1 µg L-1) est supérieure aux normes établies par l’US 1217 EPA, la Suisse et les Pays-Bas et inférieure à la norme établie par la Finlande (voir le tableau 5). 1218

Les recommandations pour les expositions à long terme proposées dans le présent document ont 1219 été élaborées selon l’approche de type A du CCME (pour la clothianidine, l’imidaclopride et le 1220 thiaméthoxame) ou selon l’approche de type B2 (pour l’acétamipride et le thiaclopride). La plupart 1221 des autres gouvernements ont calculé leurs normes pour les expositions à long terme selon un 1222 processus semblable à l’approche de type B2 (c.-à-d. en choisissant le plus bas point de données 1223 valide et en appliquant un certain FS); cependant, le facteur varie selon le gouvernement et son 1224 évaluation de la quantité et de la qualité des données. Les recommandations pour les expositions 1225 à long terme présentées ici pour l’acétamipride (0,04 µg L-1) et le thiaclopride (0,003 µg L-1) 1226 étaient constamment inférieures d’un ou deux ordres de grandeur aux normes établies par d’autres 1227 gouvernements (voir le tableau 5). Cette différence de valeurs entre les gouvernements est 1228 attribuable à l’utilisation de différentes études critiques ou de FS différents ou inférieurs. Les 1229 études critiques utilisées pour établir les recommandations pour l’acétamipride et le thiaclopride 1230 proviennent toutes d’une étude récente réalisée par Raby et al. (2018b), qui a été publiée après que 1231 les autres gouvernements ont élaboré leurs recommandations. De plus, la méthode pour établir les 1232 recommandations du CCME utilise un FS de 10, lequel peut être différent de celui utilisé par 1233 d’autres gouvernements. Par exemple, l’US EPA utilise un niveau de préoccupation (Level of 1234 Concern), qui est semblable à un FS en ce sens qu’il est multiplié par la valeur de toxicité, de 1 1235 pour établir les valeurs de référence chroniques de la vie aquatique pour les invertébrés, tandis que 1236 la Commission européenne et la Suisse appliquent un FS de 5 à 100 basé sur la durée et la quantité 1237 des données sur la toxicité. 1238

La recommandation pour les expositions à long terme proposée pour la clothianidine de 0,02 µg L-1239 1 est inférieure d’un ou deux ordres de grandeur aux recommandations élaborées par la 1240 Commission européenne, la Finlande et l’US EPA, mais elle est supérieure au 5e centile établi à 1241


partir de la DSE proposé par l’ARLA, soit 0,0015 µg L-1. Les recommandations plus élevées 1242 élaborées par les gouvernements européens et l’US EPA ont été établies à l’aide d’une approche 1243 semblable à celles de type B1 et B2 du CCME, tandis que les recommandations moins élevées 1244 proposées par l’ARLA et dans le présent document utilisent l’approche de type A, plus robuste sur 1245 le plan statistique et moins conservatrice. 1246

La recommandation pour les expositions à long terme proposée pour l’imidaclopride de 0,01 µg L-1247 1 est inférieure d’un ordre de grandeur à la recommandation provisoire actuelle du CCME de 1248 0,23 µg L-1. La recommandation provisoire était fondée sur un seul essai de toxicité pour les 1249 expositions à long terme sur C. dilutus; la nouvelle recommandation, dont la valeur est plus basse, 1250 reflète l’ensemble de données amélioré sur la toxicité à long terme maintenant disponible et utilise 1251 une approche plus robuste sur le plan statistique et moins conservatrice. La recommandation pour 1252 les expositions à long terme proposée est également inférieure (mais du même ordre de grandeur) 1253 à la concentration dangereuse du 5e centile publiée par l’ARLA de 0,041 µg L-1; cette valeur a 1254 également été établie au moyen d’une approche fondée sur la DSE, mais la méthode, le logiciel et 1255 l’ensemble de données étaient différents, ce qui a donné une valeur proposée différente. La 1256 recommandation relative à l’imidaclopride proposée ici est également inférieure d’un ordre de 1257 grandeur à la norme publiée par la Finlande (0,12 µg L-1), mais elle est comparable (moins du 1258 double) aux valeurs publiées par d’autres gouvernements, notamment celui des États-Unis 1259 (0,01 µg L-1), de la Suisse (0,013 µg L-1), des Pays-Bas (0,0083 µg L-1), ainsi qu’à celle publiée 1260 par la Commission européenne (0,009 µg L-1). 1261

La recommandation pour les expositions à long terme proposée pour le thiaméthoxame de 1262 0,23 µg L-1 est supérieure d’un ordre de grandeur à la recommandation de la Suisse (0,042 µg L-1263 1) et au 5e centile établi à partir de la DSE proposé par l’ARLA du Canada (0,026 µg L-1). La 1264 recommandation de la Suisse a été élaborée à l’aide d’une méthode similaire à une approche de 1265 type B2 et pourrait donc être conservatrice. La valeur de l’ARLA, bien qu’elle ait également été 1266 établie à l’aide d’une approche fondée sur la DSE, a utilisé une approche et un logiciel de DSE 1267 différents et a été calculée à partir d’un ensemble de données légèrement différent. La 1268 recommandation proposée est également supérieure à la valeur publiée par la Commission 1269 européenne (0,14 µg L-1), mais inférieure à la valeur publiée par la Finlande (1 µg L-1). 1270

1271

7.7 Évaluation du degré de protection des RCQEa pour les expositions à long 1272 terme 1273

Les recommandations pour les expositions à long terme (tableau 31) ont été évaluées pour 1274 déterminer si elles étaient suffisamment protectrices selon la clause de protection du CCME. Cette 1275 clause ne s’applique qu’aux recommandations pour les expositions à long terme et peut être 1276 invoquée dans les circonstances suivantes : 1277


[…] si un seul paramètre (ou, le cas échéant, une moyenne géométrique) 1278 acceptable et sans effet ou à faible effet (par exemple, CEx pour la croissance, la 1279 reproduction, la survie ou le comportement) pour une espèce en péril (selon la 1280 définition du Comité sur la situation des espèces en péril au Canada 1281 [COSEPAC]) est inférieur à la recommandation proposée (c’est-à-dire au point 1282 d’intersection entre le 5e centile et la courbe ajustée), c’est ce paramètre qui 1283 devient la concentration recommandée dans la recommandation. Si ce paramètre 1284 est à effet modéré ou grave pour une espèce en péril (c’est-à-dire une CEx où 1285 « x » ≥ 50 % ou une variable avec létalité [CLx]), on devra déterminer au cas par 1286 cas (par exemple, à l’aide d’un coefficient de sécurité approprié – Chapman et 1287 al., 1998) la concentration recommandée dans la recommandation. 1288

Dans le même ordre d’idée, si un seul paramètre (ou, le cas échéant, une 1289 moyenne géométrique) acceptable et à effet létal (c’est-à-dire CLx, où x ≥ 15 %) 1290 pour toute espèce est inférieur à la recommandation proposée (c’est-à-dire au 1291 point d’intersection entre le 5e centile et la courbe ajustée), c’est ce paramètre 1292 qui devient la concentration recommandée dans la recommandation. 1293

De plus, il faudra être particulièrement prudent si plusieurs paramètres 1294 concernant un même taxon (par exemple, poissons, invertébrés ou 1295 plantes/algues) et/ou un nombre élevé d’études secondaires sont groupés autour 1296 du 5e centile. (CCME 2007a) 1297

Pour l’acétamipride et le thiaclopride, les valeurs les plus basses acceptables de l’ensemble de 1298 données ont été utilisées pour élaborer la recommandation de type B1, de sorte que la clause de 1299 protection ne peut être invoquée. Pour la clothianidine, l’imidaclopride et le thiaméthoxame, aucun 1300 paramètre d’effet n’était inférieur à la recommandation proposée (c.-à-d. la concentration 1301 dangereuse du 5e centile établi à partir de la DSE), et il n’y avait pas de multiples paramètres 1302 d’effet groupés autour du 5e centile. De plus, aucune donnée acceptable de l’ensemble de données 1303 pour les expositions à court terme (létalité aiguë) n’était inférieure aux RCQEa pour les expositions 1304 à long terme. L’examen général des données disponibles suggère que les RCQEa pour les 1305 expositions à long terme sont protectrices. La clause de protection n’a donc pas été invoquée. 1306


8.0 TOXICITÉ DES MÉLANGES DE INN 1307

L’hypothèse courante est que les mélanges contenant des substances qui sont mécaniquement 1308 similaires (c.-à-d. un mécanisme d’action similaire au niveau des nAChR pour les INN) 1309 présenteront une toxicité additive. Le modèle de mélange à action indépendante est couramment 1310 appliqué aux substances qui peuvent avoir des mécanismes d’action différents (c.-à-d. des sites de 1311 cible biologique variables). Lors de l’essai d’une variété de combinaisons de mélanges de INN, 1312 les mélanges imidaclopride-clothianidine, clothianidine-thiaméthoxame et imidaclopride-1313 clothianidine-thiaméthoxame ont présenté une toxicité équivalente à l’additivité des 1314 concentrations (Maloney et al. 2018). En revanche, le mélange imidaclopride-thiaméthoxame a 1315 présenté une toxicité aux effets plus qu’additifs statistiquement significative par rapport à celle 1316 estimée par l’additivité des concentrations. L’exposition comprenait des essais à renouvellement 1317 continu chroniques de 28 jours avec le moucheron C. dilutus au stade larvaire (6 à 7 jours). Il est 1318 important de noter que l’ampleur de la synergie était faible (environ 10 %) et n’était pas considérée 1319 comme une synergie biologiquement significative (généralement définie comme une différence de 1320 plus du double de l’additivité directe observée ou de l’additivité des concentrations). Ces résultats 1321 appuient l’application de l’approche de l’indice de risque dans une situation où un mélange de INN 1322 est détecté dans un échantillon d’eau (voir la section 7.5). 1323

1324

9.0 CONSIDÉRATIONS RELATIVES AUX UTILISATIONS DES 1325 CONCENTRATIONS DE RÉFÉRENCE À COURT TERME ET DES 1326 RCQEa 1327

La quantité de données accessibles était assez importante pour établir une valeur de référence pour 1328 les expositions à court terme en eau douce pour chacun des cinq INN en adoptant l’approche 1329 statistique (ou de type A) fondée sur la DSE. Les données étaient insuffisantes pour établir des 1330 valeurs de référence pour les expositions à court terme en eau salée pour tous les INN, sauf 1331 l’imidaclopride, pour lequel une valeur de référence a été établie à l’aide de l’approche statistique 1332 (ou de type A) fondée sur la DSE. Les données étaient suffisantes pour élaborer des 1333 recommandations pour les expositions à long terme en eau douce pour la clothianidine, 1334 l’imidaclopride et le thiaméthoxame à l’aide de la même approche. Les données étaient 1335 insuffisantes pour établir des recommandations de type A ou de type B1 pour l’acétamipride et le 1336 thiaclopride; des recommandations de type B2 ont plutôt été établies. Les données étaient 1337 insuffisantes pour établir des recommandations pour les expositions à long terme en eau salée pour 1338 tous les INN. 1339

Le tableau ci-dessous présente un résumé des valeurs de référence pour les expositions à court 1340 terme et des recommandations pour les expositions à long terme. 1341


Résumé des valeurs de référence et des recommandations relatives aux INN 1342

A Recommandation de type A 1343 B Recommandation de type B2 1344 AR = aucune recommandation n’a été élaborée 1345 1346

Les recommandations pour chacun des INN peuvent être appliquées sur un échantillon d’eau à 1347 l’aide d’une méthode de l’indice de risque au moyen de l’équation ci-dessous : 1348

𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼 𝐼𝐼𝐼𝐼 𝑟𝑟𝐼𝐼𝑟𝑟𝑟𝑟𝑟𝑟𝐼𝐼 = � (𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝐼𝑐𝑐𝑟𝑟𝑐𝑐𝑐𝑐𝐼𝐼𝑐𝑐𝐼𝐼𝑖𝑖


𝑛𝑛 = 5

𝑖𝑖 = 1

1349

Lorsque l’IR ≥ 1, les INN mesurés dans un échantillon d’eau sont à une concentration qui peut 1350 présenter un risque pour les communautés aquatiques. Une valeur totale de < 1 indiquerait que 1351 l’échantillon ne présente probablement aucun risque pour les communautés aquatiques. 1352

La concentration de référence pour les expositions à court terme et la RCQEa fournissent des lignes 1353 directrices sur les expositions à court et à long terme, respectivement. La valeur d’exposition à 1354 court terme vise à protéger la plupart des espèces contre la létalité lors de phénomènes graves, 1355 mais transitoires, comme les déversements de substance et l’utilisation ou l’élimination 1356 inappropriée d’une substance. Le 5e centile calculé à partir d’une DSE des valeurs de CL50 et de 1357 CE50 peut être interprété comme ayant un effet de létalité de 50 % pour 5 % des espèces (les plus 1358 sensibles). Les recommandations pour les expositions à long terme visent à protéger indéfiniment 1359 les espèces et les stades de vie les plus sensibles. La vie aquatique peut être exposée de façon 1360 chronique à une substance par suite de sa libération graduelle à partir du sol ou des sédiments, de 1361 son infiltration graduelle par les eaux souterraines ou le ruissellement, des émissions provenant 1362 des procédés industriels et du transport à grande distance. 1363

Avant d’utiliser les concentrations de référence pour les expositions à court terme ou les RCQEa 1364 des INN, il faut considérer que l’objectif principal de ce processus était d’élaborer des RCQEa à 1365

11 La concentration de référence pour les expositions à court terme n’a pas à respecter le principe directeur, à savoir protéger toutes les espèces et toutes les étapes du cycle de vie pendant une exposition indéfinie à la substance dans l’eau. La valeur d’exposition à court terme est établie pour servir d’outil de gestion supplémentaire. Elle vise à protéger la plupart des espèces contre la létalité lors de phénomènes graves, mais transitoires, comme le déversement de substance et l’utilisation ou l’élimination inappropriée de cette substance. Le 5e centile calculé à partir d’une DSE des valeurs CL50 et de CE50 peut être interprété comme ayant un effet de létalité de 50 % pour 5 % des espèces (les plus sensibles).

Néonicotinoïde Valeur de référence pour les expositions à court

terme11 (µg L-1) Recommandation pour les expositions à

long terme (µg L-1) Eau douce Eau salée Eau douce Eau salée

Acétamipride 1,9 (IC à 95 %, 0,29–21)A AR 0,04B2 AR Clothianidine 3,1 (IC à 95 %, 0,85–18)A AR 0,02 (IC à 95 %,

0,005–0,47)A AR

Imidaclopride 4,1 (IC à 95 %, 1,3–20)A 4,5 (IC à 95 %, 0,85–74)A

0,01 (IC à 95 %, 0,001–2,6)A AR

Thiaclopride 1,8 (IC à 95 %, 0,16–31)A AR 0,003B AR Thiaméthoxame 13 (IC à 95 %, 3,2–72)A AR 0,23 (IC à 95 %,

0,029–19)A AR


partir de renseignements scientifiques existants. Les concentrations de référence pour les 1366 expositions à court terme et les RCQEa pour cinq INN sont quelques-uns des nombreux outils 1367 d’évaluation et d’interprétation des données de surveillance des INN dans l’eau. Les effets des 1368 INN sur les organismes aquatiques peuvent varier considérablement d’un site à l’autre en raison 1369 des différences dans la composition des espèces, des caractéristiques physico-chimiques et de la 1370 présence d’autres substances toxiques qui pourraient avoir des effets additifs ou synergiques avec 1371 les INN (CCME 2007a). Ces RCQEa devraient donc servir de base à l’élaboration de 1372 recommandations et d’objectifs propres à chaque site, au besoin. Pour de plus amples 1373 renseignements sur les procédures d’élaboration des RCQEa propres à chaque site, consulter le 1374 document d’orientation du CCME (2003). 1375


RÉFÉRENCES 1376

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https://www.epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/aquatic-life-benchmarks-and-ecological-risk

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ANNEXES 1856

Annexe A – DSE des valeurs de référence pour les expositions à court terme pour 1857 des ensembles de données entiers12, 13 (y compris les vertébrés et les plantes) 1858

Acétamipride 1859

Tableau A1. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en 1860 eau douce pour l’acétamipride 1861

Rang Groupe Espèce (nom latin) Nom commun Paramètre

d’effet Concentration efficace (µg L-1) Références


éphémère CL50 96 h pour la mortalité 1,7 Raby et al.

2018a

2 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h pour

la mortalité 2,8 Raby et al. 2018a


trichoptère CE50 48 h pour l’immobilité 3,35 Yokoyama et al.

2009

4 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h pour



ver aquatique CL50 96 h pour la mortalité 26,5 Raby et al.

2018a

6 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h pour


7 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h pour


8 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h pour


9 Invertébrés Cheumatopsyche sp. trichoptère CL50 96 h pour



lampsile fasciolée

CL50 48 h pour la diminution de la viabilité des glochidies (fermeture des valves)


11 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h pour


12 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h pour

la mortalité 780 Bartlett et al. 2018

13 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h pour


14 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h pour

la mortalité > 890,0 Raby et al. 2018a

15 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h pour


12 En raison du mode d’action distinct des néonicotinoïdes, les invertébrés présentent une sensibilité accrue aux NNI comparativement aux autres taxons (algues, plantes aquatiques et poissons). Les valeurs de référence ont donc été calculées à partir des données sur les invertébrés seulement (voir la section 7.3). De plus, les statistiques montrent que l’ajustement de la courbe est supérieur (valeurs du CIAc inférieures) et qu’il y a moins de variabilité (valeurs de l’ET inférieures) lorsqu’on utilise seulement les données sur les invertébrés. 13 La seule étude portant sur un vertébré (poisson) en eau salée disponible pour l’imidaclopride a été classée comme inacceptable; les essais ont été effectués sur une lignée cellulaire. Les données sur les algues et les plantes aquatiques n’ont pas été extraites au cours de la recherche dans la documentation scientifique. Aucune évaluation complète de l’ensemble des données n’a pu être effectuée pour la valeur de référence pour les expositions à court terme en eau salée.


16 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h pour


17 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h pour


18 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h pour

la mortalité > 9600,0 Raby et al. 2018a

19 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h pour

la mortalité 24 392,9 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h pour

la mortalité > 33 500 Raby et al. 2018a

21 Poissons Oncorhynchus mykiss

truite arc-en-ciel CL50 96 h pour

la mortalité > 100 000 European Food Safety Authority

(EFSA) 2016

22 Poissons Lepomis macrochirus crapet arlequin CL50 96 h pour

la mortalité > 119 300 EFSA 2016

1862

Tableau A2. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1863 l’exposition à court terme à l’acétamipride en eau douce; ensemble de 1864 données complet comprenant les vertébrés 1865

1866

1867


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 398,4 0,057 0,000 12,184 0,033 0,00188 0 0,402 7,978 Weibull 394,5 0,465 0,014 15,316 0,236 0,110 0,00330 3,615 4,878



Figure A1. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour 1868 l’acétamipride; ensemble de données complet (identique à la figure 2) 1869

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la valeur de référence pour les expositions à court 1870 terme de type A) proposée par la DSE ci-dessus pour l’acétamipride est de 2,1 μg L-1 (tableau A2). 1871 La concentration dangereuse du 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour 1872 l’acétamipride est de 1,9 μg L-1. 1873

Clothianidine 1874

Tableau A3. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en 1875 eau douce pour la clothianidine 1876

Rang Groupe Espèce

(nom latin) Nom

commun Paramètre

d’effet




(µg L-1)

Références


éphémère CL50 96 h pour la mortalité 3,5 3,5 Raby et al.

2018a


trichoptère CE50 48 h pour l’immobilité 4,44 4,44 Yokoyama

et al. 2009

3 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h pour la mortalité 5,2 5,2 Raby et al.

2018a

4 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h pour la mortalité 11,6 11,6 Raby et al.

2018a

5 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h pour la mortalité 28,5 28,5 Raby et al.

2018a

6 Invertébrés Chironomus riparius moucheron CE50 48 h pour l’immobilité 29,0 29,0 Mattock

2001

7 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h pour la mortalité 34,8 34,8 Raby et al.

2018a

8 Invertébrés Procambarus clarkii écrevisse de Louisiane

CL50 96 h pour la mortalité 59,2 59,2 Barbee et

Stout 2009

9 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h pour la mortalité 62,6 62,6 Raby et al.

2018a

10 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 122,1 122,1 Raby et al.

2018a


ver aquatique

CL50 96 h pour la mortalité 177,1 177,1 Raby et al.

2018a

12 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h pour la mortalité 208 208 Raby et al.

2018a

13 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 586,9 586,9 Raby et al.

2018a


trichoptère CL50 96 h pour la mortalité 1281 1281 Raby et al.

2018a

15 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 1328,3 1328,3 Raby et al.

2018a

16 Invertébrés Agnetina, Paragnetina sp.

plécoptère CL50 96 h pour la mortalité 1714,8 1714,8 Raby et al.

2018a

17 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h pour la mortalité 1740 1740 Raby et al.

2018a

18 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h pour

la mortalité 2000 2000 Bartlett et al. 2018

19 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 3939,2 3939,2 Raby et al.

2018a


20 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h pour la mortalité 14 556,3 14 556,3 Raby et al.

2018a

21 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h pour la mortalité 16 085,8 16 085,8 Raby et al.

2018a

22

Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h pour l’immobilité 40 000

57 529


Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h pour l’immobilité 40 000 Noack et

Geffke 1997

Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h pour l’immobilité 119 000 Palmer et

al. 2000a

23 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h pour la mortalité 100 000 100 000 Raby et al.

2018a

24 Vertébré Oncorhynchus mykiss

truite arc-en-ciel

CL50 96 h pour la mortalité 100 000 100 000 Wilhelmy et

Geffke 2000

25 Vertébré Lepomis

macrochirus crapet arlequin

CL50 96 h pour la mortalité 100 000

108 167

Wilhelmy et Geffke 2000

Vertébré Lepomis macrochirus

crapet arlequin

CL50 96 h pour la mortalité 117 000 Palmer et

al. 2000b

1877

Tableau A4. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1878 l’exposition à court terme à la clothianidine en eau douce; ensemble de 1879 données complet comprenant les vertébrés 1880


prévu (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 455,0 0,039 0,000 8,023 0,012 0,000468 0 0,0963 4,587 Weibull 451,1 0,317 0,014 8,020 0,089 0,0282 0,00125 0,714 3,549



1881

1882

Figure A2. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour la 1883 clothianidine; ensemble de données comprenant les vertébrés 1884

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la valeur de référence pour les expositions à court 1885 terme de type A) proposée par la DSE ci-dessus pour la clothianidine est de 3,1 μg L-1 (tableau 1886 A4). La concentration dangereuse du 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour la 1887 clothianidine est de 3,1 μg L-1. 1888

Imidaclopride 1889

Tableau A5. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en 1890 eau douce pour l’imidaclopride 1891


Nom commun



Concentration efficace selon la

moyenne géométrique

(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Cheumatopsyche brevilineata trichoptère

CE50 48 h pour l’immobilité

4,85 4,85 Yokoyama et al. 2009

2 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h pour

la mortalité 5,2 5,2 Raby et al. 2018a

3 Invertébrés Simulium vittatum mouche noire

CL50 48 h pour la mortalité 6,75 6,75 Overmyer et

al. 2005



Nom commun





(µg L-1)

Références

4 Invertébrés Chironomus

dilutus moucheron CL50 96 h pour la mortalité 10,5

11,1

Gagliano 1991

Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h pour


5 Invertébrés Micrasema sp. trichoptère CL50 96 h pour la mortalité 14,6 14,6 Raby et al.

2018a


2018a


ver aquatique

CL50 96 h pour la mortalité 45,4 45,4 Raby et al.

2018a

8 Invertébrés Chironomus riparius moucheron CL50 24 h pour

la mortalité 55,2 55,2 Dorgerloh et

Sommer 2002


2018a

10 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h pour

la mortalité 18,77 115,9

Camp et Buchwalter

2016

Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h pour la mortalité 715,2 Raby et al.

2018a


2018a



13 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h pour la mortalité 365,7 365,7 Raby et al.

2018a



Raby et al. 2018a

Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h pour la mortalité 526 Bartlett et al.

2019

15 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h pour la mortalité 450,4 450,4 Raby et al.

2018a



> 688 > 688 Prosser et al. 2016

17 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 900 900 Bartlett et al.

2018

18 Vertébré Pimephales promelas

tête-de-boule

CE50 96 h pour l’immobilité

> 1000 > 1000 Lanteigne et al. 2015

19 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 1152 1152 Raby et al.

2018a

20 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 1810,2 1810,2 Raby et al.

2018a

21 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h pour la mortalité 3462,7 3462,7 Raby et al.

2018a


écrevisse de

Louisiane

CL50 96 h pour la mortalité 14 000 14 000 Takada

1990

23 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h pour la mortalité > 15 600 > 15 600 Raby et al.

2018a



Nom commun





(µg L-1)

Références

24 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 48 h pour

la mortalité 10 440 32 633

Song et al. 1997

Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 48 h pour la mortalité > 102 000 Raby et al.

2018a


la mortalité 72 125 72 125 Raby et al. 2018a

26 Vertébré Rana limnocharis grenouille CL50 96 h pour la mortalité 82 000 82 000 Feng et al.

2004

27 Vertébré Lepomis macrochirus

crapet arlequin

CL50 96 h pour la mortalité > 105 000 > 105 000

Bowman et Bucksath

1990

28 Vertébré Rana N. Hallowell grenouille CL50 96 h pour la mortalité 129 000 129 000 Feng et al.

2004

29 Vertébré Oncorhynchus

mykiss truite arc-

en-ciel CL50 96 h pour la mortalité > 83 000

132 337

Bowman et Bucksath

1990

Vertébré Oncorhynchus mykiss

truite arc-en-ciel

CL50 96 h pour la mortalité 211 000 Grau 1988

1892

Tableau A6. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1893 l’exposition à court terme à l’imidaclopride en eau douce; ensemble de 1894 données complet comprenant les vertébrés 1895

1896

1897


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 % (µg L-

1)

BSIC à 95 % (µg L-

1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 541,6 0,055 0,000 9,441 0,008 0,00044 0 0,0755 8,392 Weibull 537,5 0,412 0,024 8,203 0,062 0,0255 0,00149 0,509 5,053



1898

Figure A3. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour 1899 l’imidaclopride; ensemble de données comprenant les vertébrés 1900

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la valeur de référence pour les expositions à court 1901 terme de type A) proposée par la DSE ci-dessus pour l’imidaclopride est de 4,4 μg L-1 (tableau 1902 A6). La concentration dangereuse du 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour 1903 l’imidaclopride est de 4,1 μg L-1. 1904

1905

Thiaclopride 1906

Tableau A7. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en 1907 eau douce pour le thiaclopride 1908


Nom commun



1)



(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h pour


2 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h pour




Bowers 1996

Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h pour la mortalité 55 Raby et al.

2018a



Nom commun



1)



(µg L-1)

Références


2018a


2018a


2018a

7 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 231,4 231,4 Raby et al.

2018a



> 543 > 543 Prosser et al. 2016


la mortalité > 920 > 920 Raby et al. 2018a

10 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 3882,6 3882,6 Raby et al.

2018a

11 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h pour la mortalité 5647,2 5647,2 Raby et al.

2018a

12 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 6200 6200 Bartlett et

al. 2018


crapet arlequin

CL50 96 h pour la mortalité 25 200 25 200 Dorgerloh

1995


truite arc-en-ciel

CL50 96 h pour la mortalité 30 500 30 500 Dorgerloh

1998


la mortalité > 41 500 > 41 500 Raby et al. 2018a

16 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE50 48 h pour l’immobilité > 85 100 > 85 100 Heimbach

1995


tête-de-boule

CL50 96 h pour la mortalité > 104 000 > 104 000 Bowers

1998

1909

Tableau A8. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1910 l’exposition à court terme au thiaclopride en eau douce; ensemble de 1911 données complet comprenant les vertébrés 1912

1913


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 328,6 0,268 0,001 67,256 0,322 0,0863 0,000322 21,656 27,343 Weibull 328,5 1,289 0,043 52,419 0,329 0,424 0,0141 17,246 20,712



1914

Figure A4. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le 1915 thiaclopride; ensemble de données comprenant les vertébrés 1916

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la valeur de référence pour les expositions à court 1917 terme de type A) proposée par la DSE ci-dessus pour le thiaclopride est de 1,8 μg L-1 (tableau A8). 1918 La concentration dangereuse du 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour le 1919 thiaclopride est de 1,8 μg L-1. 1920

1921

Thiaméthoxame 1922

Tableau A9. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à court terme en 1923 eau douce pour le thiaméthoxame 1924




1 Invertébrés Neocloeon triangulifer éphémère CL50 96 h pour la mortalité 5,5 Raby et al.

2018a

2 Invertébrés Gyrinus sp. gyrin CL50 96 h pour la mortalité 31 Raby et al. 2018a

3 Invertébrés Micrasema sp. trichoptère CL50 96 h pour la mortalité 32,8 Raby et al. 2018a

4 Invertébrés Chironomus riparius moucheron CE50 48 h pour

l’immobilité 35 Mank et Krueger 1998

5 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CL50 96 h pour la mortalité 61,9 Raby et al. 2018a





6 Invertébrés Aedes sp. moustique CL50 48 h pour la mortalité 67,4 Raby et al. 2018a

7 Invertébrés Stenelmis sp. coléoptère CL50 96 h pour la mortalité 148 Raby et al. 2018a

8 Invertébrés Cheumatopsyche sp. trichoptère CL50 96 h pour la mortalité 170,1 Raby et al.

2018a

9 Invertébrés Ostracoda ostracode CE50 48 h pour l’immobilité 180 Knauer 2000a

10 Invertébrés Ephemerella sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 334,9 Raby et al. 2018a

11 Invertébrés Caenis sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 381,9 Raby et al. 2018a




13 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CL50 96 h pour la mortalité 801 Raby et al. 2018a

14 Invertébrés McCaffertium sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité > 920 Raby et al. 2018a


écrevisse de Louisiane CL50 96 h pour la mortalité 967 Barbee et

Stout 2009

16 Invertébrés Trichocorixa sp. corise CL50 48 h pour la mortalité 1473,1 Raby et al. 2018a

17 Invertébrés Gammarus sp. amphipode CE50 48 h pour l’immobilité 2800 Knauer 2000b

18 Invertébrés Lumbriculus variegatus ver aquatique CL50 96 h pour la mortalité 3438,2 Raby et al.

2018a

19 Invertébrés Cloeon sp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité 4633,6 Raby et al. 2018a

20 Invertébrés Chaoborus sp. moucheron-fantôme

CE50 48 h pour l’immobilité 5500 Knauer 2000a

21 Invertébrés Agnetina, Paragnetina sp. plécoptère CL50 96 h pour la mortalité > 7120 Raby et al.

2018a

22 Invertébrés Isonychia bicolor éphémère CL50 96 h pour la mortalité > 7120 Raby et al. 2018a

23 Invertébrés Brachionus calyciflorus rotifère CE50 24 h pour

l’immobilité > 10 000 Knauer 2000c

24 Invertébrés Hexagenia spp. éphémère CL50 96 h pour la mortalité > 10 000 Bartlett et al. 2018

25 Invertébrés Coenagrion sp. demoiselle CL50 96 h pour la mortalité 15 061,8 Raby et al. 2018a

26 Invertébrés Caecidotea sp. crustacé CL50 96 h pour la mortalité > 35 600 Raby et al. 2018a

27 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CL50 48 h pour la mortalité > 80 000 Raby et al.

2018a

28 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CL50 96 h pour la mortalité > 80 000 Raby et al. 2018a

29 Invertébrés Daphnia pulex Leydig puce d’eau CE50 24 h pour

l’immobilité > 100 000 Knauer 2000c

30 Invertébrés Lymnaea stagnalis limnée des étangs

CE50 48 h pour l’immobilité > 100 000 Knauer 2000a

31 Invertébrés Radix peregra limnée voyageuse

CE50 48 h pour l’immobilité > 100 000 Knauer 2000a


truite arc-en-ciel CL50 96 h pour la mortalité > 100 000 Rufli 1997






crapet arlequin CL50 96 h pour la mortalité > 114 000 Drottar et

Swigert 1996c 34 Vertébré Cyprinus carpio carpe CL50 96 h pour l’immobilité > 120 000 Maynard 2003

1925

1926

Tableau A10. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1927 l’exposition à court terme au thiaméthoxame en eau douce 1928

1929

1930

Figure A5. DSE pour les expositions à court terme en eau douce pour le 1931 thiaméthoxame; ensemble de données comprenant les vertébrés 1932

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la valeur de référence pour les expositions à court 1933 terme de type A) proposée par la DSE ci-dessus pour le thiaméthoxame est de 11,5 μg L-1 (tableau 1934


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 % (µg L-

1)

BSIC à 95 % (µg L-

1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 700,0 1,724 0,032 40,523 0,205 0,353 0,00656 8,307 16,250 Weibull 699,1 5,850 0,591 61,913 0,331 1,936 0,196 20,493 15,896



A10). La concentration dangereuse du 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour le 1935 thiaméthoxame est de 13 μg L-1. 1936


Annexe B – DSE des RCQEa pour les expositions à long terme pour des ensembles 1937 de données entiers14 (y compris les vertébrés et les plantes) 1938

Acétamipride 1939

Tableau B1. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1940 douce pour l’acétamipride 1941


Nom commun





(µg L-1)

Références


moucheron CE10 56 j max. pour

l’émergence 0,37 0,37 Raby et al.

2018b


éphémère CE10 32 j max. pour


2018b

3 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j pour la croissance 1,40 1,40 Bartlett et al.

2019

4 Plante Anabaena flos-aquae

algue bleu-vert

CE50 120 h pour la

biomasse > 1300 > 1300 EFSA 2016


puce d’eau CE10 7 j pour la

reproduction 6200 6200 Raby et al.

2018c

6 Plante Scenedesmus subspicatus

algue verte CE50 72 h pour la

biomasse

> 98 300 > 43 894 EFSA 2016

> 19 600


tête-de-boule

CE10 35 j pour l’éclosivité 150 000 150 000 EFSA 2016

1942

Tableau B2. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1943 l’exposition à long terme à l’acétamipride en eau douce 1944

1945

14 En raison du mode d’action distinct des néonicotinoïdes, les invertébrés présentent une sensibilité accrue aux NNI comparativement aux autres taxons (algues, plantes aquatiques et poissons). Les recommandations ont donc été calculées à partir des données sur les invertébrés seulement (voir la section 7.3). De plus, les statistiques montrent que l’ajustement de la courbe est supérieur (valeurs du CIAc inférieures) et qu’il y a moins de variabilité (valeurs de l’ET inférieures) lorsqu’on utilise seulement les données sur les invertébrés.


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 123,8950 0,001 0,000 99,595 0,294 0,000294 0 29,281 182,164 Weibull 124,5463 0,007 0,000 38,254 0,212 0,00148 0 8,110 53,218



1946

Figure B1. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour 1947 l’acétamipride; ensemble de données comprenant les vertébrés 1948

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la RCQEa de type A) proposée par la DSE ci-dessus 1949 pour l’acétamipride est de 0,032 μg L-1 (tableau B2). La concentration dangereuse du 5e centile de 1950 la DSE pour les invertébrés seulement pour l’acétamipride est de 0,037 μg L-1. 1951

1952

Clothianidine 1953

Tableau B3. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1954 douce pour la clothianidine 1955


Nom commun




(µg L-1)

Références


planorbe CE10 28 j pour la croissance 0,1 0,1 Prosser et al.

2016


moucheron CSEO 10 j pour la

croissance 0,12 0,12 Putt 2006

3 Invertébrés Deleatidium spp.

éphémère CE10 28 j (altération du

comportement) 0,24 0,24 Macaulay et

al. 2019



Nom commun




(µg L-1)

Références


moucheron CE10 56 j max. pour


2018b




2018b

6 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 42 j pour la croissance 0,78 0,78 Raby et

Sibley 2017


puce d’eau CSEO 21 j pour la

reproduction 120 120 Noack et

Geffke 1998


puce d’eau CE10 6 j pour la reproduction 2030 2030 Raby et al.

2018c


lampsile siliquoïde

CSEO 28 j (survie) 9033 9033 Salerno et al.

2018

10 Plante Selenastrum capricornutum

algue verte CSEO 120 h pour la

reproduction 15 000

15 000 Sutherland et

al. 2000

11 Plante Lemna gibba lentille d’eau

CSEO 14 j pour la

croissance

4220 15 779

Scheerbaum 1999

59 000 Palmer et al. 2000c


tête-de-boule

CSEO 33 j pour le

développement embryonnaire

20 000 20 000 Drottar et Krueger 2000

13 Plante Anabaena flos-aquae

algue bleu-

vert

CSEO 96 h pour la

croissance de la population

31 000 31 000 Banman et al. 2012

14 Plante Navicula pelliculosa

diatomée

CSEO 96 h pour la

croissance de la population

40 000 40 000 Banman et al. 2012


algue verte CE10 120 h pour la

biomasse 105 650 105 650 Wilhelmy et

Geffke 1998

1956 Tableau B4. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1957

l’exposition à long terme à la clothianidine en eau douce présentées dans 1958 le tableau B2 1959


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET

Log-normal 249,6 0,023 0,001 2,004 0,079 0,00182 0 0,158 1,253 Log-logistique 251,6 0,010 0,000 1,560 0,029 0,00029 0 0,0452 1,164 Log-Gumbel 251 0,049 0,005 1,482 0,040 0,00196 0,0002 0,0593 0,488

Gamma 245,2 0,001 0,000 3,934 0,702 0,000702 0 2,762 6,285 Weibull 248,3 0,007 0,000 2,564 0,150 0,00105 0 0,385 1,980

Valeur de référence = 0,0056 2,29E-04 3,92 7,65


1960

Figure B2. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour la 1961 clothianidine; ensemble de données comprenant les vertébrés 1962

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la RCQEa de type A) proposée par la DSE ci-dessus 1963 pour la clothianidine est de 0,0056 (0,006) μg L-1 (tableau B4). La concentration dangereuse du 1964 5e centile de la DSE pour les invertébrés seulement pour la clothianidine est de 0,03 μg L-1. 1965

1966

Imidaclopride 1967

Tableau B5. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1968 douce pour l’imidaclopride 1969


Nom commun





(µg L-1)

Références

1 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j

pour la croissance

0,029 0,029 Bartlett et al. 2019

2 Invertébrés Chironomus dilutus moucheron CE10 56 j

max. pour l’émergence

0,13 0,13 Raby et al. 2018b


moucheron CMEO > 17 h pour la

mortalité 1 1

Langer-Jaesrich et

al. 2010



Nom commun





(µg L-1)

Références




2018b

5 Invertébrés Planorbella pilsbryi planorbe CE10 28 j

pour la croissance

15,4 15,4 Prosser et al. 2016

6 Invertébrés Ceriodaphnia dubia puce d’eau CE10 7 j pour

la reproduction

1360 1360 Raby et al. 2018c

7 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CE10 21 j

pour la reproduction

2690 2690 Raby et al. 2018c


lampsile siliquoïde

CSEO 28 j (survie) 9121 9121 Salerno et

al. 2018


truite arc-en-ciel

CSEO 49 j pour le stade

d’alevin nageant

9020

9402

Gries 2002

CSEO 60 j pour

l’éclosivité, la survie et la croissance des alevins

9800 Cohle et Bucksath

1991

10 Plante Desmodesmus subspicatus

algue verte CI50 72 h pour l’inhibition de la croissance

116 000 116 000 Tišler et al. 2009

11 Plante Pseudokirchneriella subcapitata

algue verte

CSEO 5 j pour la

biomasse, le nombre de

cellules

> 119 000 119 000 Gagliano et

Bowers 1991

1970

Tableau B6. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1971 l’exposition à court terme à l’imidaclopride en eau douce présentées dans 1972 le tableau B4 1973

1974


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 180,3 0,000 0,000 9,288 0,359 0 0 3,334 5,439 Weibull 181,0 0,004 0,000 5,917 0,244 0,000976 0 1,444 7,892

Valeur de référence = 0,0101 3,36E-04 6,02 17,7


1975

Figure B3. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour 1976 l’imidaclopride; ensemble de données comprenant les vertébrés 1977

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la RCQEa de type A) proposée par la DSE ci-dessus 1978 pour l’imidaclopride est de 0,01 μg L-1 (tableau B6). La concentration dangereuse du 5e centile de 1979 la DSE pour les invertébrés seulement pour l’imidaclopride est de 0,01 μg L-1. 1980

1981

Thiaclopride 1982

Tableau B7. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 1983 douce pour le thiaclopride 1984


Nom commun Paramètre d’effet


Références

1 Invertébrés Chironomus

dilutus moucheron CE10 56 j max. pour

l’émergence 0,03 Raby et al.

2018b

2 Invertébrés Hyalella azteca amphipode

CE10 28 h pour la mortalité 0,048 Bartlett et al.

2019


éphémère CE10 32 j max. pour l’émergence 0,34

Raby et al. 2018b

4 Vertébré Oncorhynchus

mykiss truite arc-en-

ciel CSEO 97 j pour la croissance (poids) 244

Dorgerloh 1997


puce d’eau

CSEO 21 j pour la croissance (longueur du

corps du parent) 580

Heimbach 1996





Références

6 Vertébré

Pimephales promelas

tête-de-boule

CSEO 59 j pour la croissance (longueur totale

et poids total) 780 Dionne 1999

7 Invertébrés Ceriodaphnia

dubia puce d’eau

CE10 6 j pour la reproduction 1110 Raby et al.

2018c


algue verte CE10 72 h pour la biomasse 12 800

Anderson 1995b

9 Plante Selenastrum

capricornutum algue verte

CE10 120 h pour la biomasse 14 380 Anderson

1995a


CE25 15 j pour la croissance 78 300 Dorgerloh

1996

1985

Tableau B8. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 1986 l’exposition à long terme au thiaclopride en eau douce présentées dans le 1987 tableau B6 1988

1989

1990

1991


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 160,427 0,001 0,000 14,443 0,455 0,000455 0 6,572 31,039 Weibull 161,326 0,014 0,000 10,057 0,290 0,00406 0 2,917 5,098

Valeur de référence = 0,011 0 11,692 15,259


1992

Figure B4. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour le 1993 thiaclopride; ensemble de données comprenant les vertébrés 1994

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la RCQEa de type A) proposée par la DSE ci-dessus 1995 pour le thiaclopride est de 0,01 μg L-1 (tableau B8). La concentration de la recommandation de 1996 type B1 pour les invertébrés seulement pour le thiaclopride est de 0,003 μg L-1. 1997

Il est à noter que les deux études sur les poissons présentées à la figure B4 (sur Oncorhynchus 1998 mykiss et Pimephales promelas) représentent les valeurs de CSEO pour la croissance. Le choix 1999 d’utiliser ici des CSEO constitue une approche conservatrice; les valeurs réelles à faible effet 2000 (p. ex., EC10) sont probablement plus élevées que les valeurs indiquées ici. Toutefois, les études 2001 n’ont pas calculé de paramètre d’effet par régression. 2002

2003

Thiaméthoxame 2004

Tableau B9. Ensemble de données sur les valeurs de toxicité à long terme en eau 2005 douce pour le thiaméthoxame 2006




Références

1 Invertébrés Deleatidium spp.

éphémère CE25 28 j (immobilité) 0,98 Macaulay et al. 2019


éphémère CE50 32 j max. pour la mortalité (survie à l’émergence) 2,18 Raby et al. 2018b





Références


moucheron CE10 56 j max. pour la mortalité (survie à l’émergence) 11,15 Raby et al. 2018b


planorbe CE10 28 j pour la croissance 21,3 Prosser et al. 2016

5 Invertébrés Hyalella azteca amphipode CE10 28 j pour la mortalité 71,0 Bartlett et al. 2019


truite arc-

en-ciel

CSEO 88 j pour la période d’incubation, le succès d’éclosion, la période nécessaire pour atteindre le stade d’alevin nageant, la survie des

larves et la survie et la croissance des alevins

20 000 Drottar et al. 1997


puce d’eau CE50 7 j pour la reproduction > 80 000 Raby et al. 2018c

8 Plante Selenastrum capricornutum

algue verte CSEO 72 h pour la densité cellulaire 81 800 Grade 1996


CSEO 7 j pour la biomasse des frondes, poids sec 90 200 Grade 1998

10 Invertébrés Daphnia magna puce d’eau CSEO 21 j pour l’immobilité 100 000 Neumann 1997

11 Vertébré Lithobates pipiens

grenouille léopard

CSEO 8 sem. pour la survie, la croissance et le développement > 100 000 Bartlett et al. non

publié

2007 Tableau B10. Estimation de 5e centile par ssdtools pour les données sur 2008

l’exposition à long terme au thiaméthoxame en eau douce présentées dans 2009 le tableau B9 2010

2011


estimé (µg L-1)

BIIC à 95 %

(µg L-1)

BSIC à 95 %

(µg L-1) Poids


BIIC à 95 %


BSIC à 95 %


ET


Gamma 221,254 0,052 0,000 112,524 0,664 0,0345 0 74,716 73,442 Weibull 224,0907 0,228 0,001 92,416 0,161 0,03671 0,000161 14,879 102,066



2012

Figure B5. DSE pour les expositions à long terme en eau douce pour le 2013 thiaméthoxame; ensemble de données comprenant les vertébrés 2014

La concentration dangereuse du 5e centile (ou la RCQEa de type A) proposée par la DSE ci-dessus 2015 pour le thiaméthoxame est de 0,17 μg L-1 (tableau B10). La concentration dangereuse du 5e centile 2016 de la DSE pour les invertébrés seulement pour le thiaméthoxame est de 0,48 μg L-1. 2017

Il est à noter que l’étude sur les poissons présentée à la figure B4 (sur Oncorhynchus mykiss) 2018 représente les valeurs de CSEO pour la croissance. Le choix d’utiliser ici une CSEO constitue une 2019 approche conservatrice; les valeurs réelles à faible effet (p. ex., EC10) sont probablement plus 2020 élevées que les valeurs indiquées ici. Toutefois, l’étude n’a pas calculé de paramètres d’effet par 2021 régression. 2022

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