Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour l'acrylonitrile

2.0 Résumé de l'information essentielle

2.1 Identité et propriétés physico-chimiques

Connu aussi sous les noms de nitrile acrylique et de propènenitrile, l'acrylonitrile (ACN), n^o 107-13-1 dans le CAS, possède une masse moléculaire de 53,06 g et la formule semi-développée CH₂=CH-C≡N. Dans la figure 1, on en montre la formule développée.

Figure 1 Formule développée de l'acrylonitrile

Le tableau 1 donne ses proprietes physico-chimiques. A la temperature ambiante, c'est un liquide incolore, volatil, inflammable, d'une odeur peu piquante (OMS, 1983). La molecule possede deux sites chimiquement actifs (la double liaison carbone-carbone et le groupe nitrile) qui entrent dans une large gamme de reactions. Polaire, en raison de la presence du groupe cyano (C≡N), elle est soluble dans l'eau (75,1 g/L a 25°C), et miscible avec la plupart des solvants organiques. Ses vapeurs sont explosives, avec production de cyanure gazeux.

L'acrylonitrile peut se polymériser spontanément et violemment en présence d'acide caustique concentré, à la lumière visible ou en présence d'un alcali concentré (OMS, 1983). On l'entrepose donc souvent sous la forme d'une préparation aqueuse, qui inhibe la polymérisation (Kirk et al., 1983).

2.2 Caractérisation de la pénétration de l'acrylonitrile dans l'environnement

2.2.1 Production, importation et usages

Il ne se produit plus d'acrylonitrile au Canada depuis 1972, mais on continue d'en importer et d'en utiliser. Les importations au Canada ont généralement diminué au cours des deux dernières décennies, passant de 21 000 t en 1976 à 7 600 t - toutes d'origine américaine - en 1994. Camford Information Services (1995) a prévu que la demande d'acrylonitrile en 1997 sera de 8 300 t (Tableau 2). La grande majorité de l'acrylonitrile sert de matière première ou d'adjuvant dans la fabrication du caoutchouc de nitrile-butadiène (68 % des importations de 1994) et dans celle des polymères ABS et SAN (30 % des importations en 1994).

2.2.2 Sources et rejets

2.2.2.1 Sources naturelles

On ne connaît pas d'acrylonitrile d'origine naturelle ni de réaction qui pourrait mener à la formation de la substance dans l'atmosphère (Grosjean, 1990a).

2.2.2.2 Sources anthropiques

En 1996, les rejets d'acrylonitrile ont totalisé 19,1 t (97,3 % dans l'atmosphère et 2,7 % dans l'eau) [Environnement Canada, 1997b]. La principale source des rejets était l'industrie chimique organique (97,4 %) [c'est-à-dire les industries chimiques et celles des plastiques], tandis que les stations municipales de traitement des eaux usées étaient à l'origine de 2,6 % des rejets. Tous les rejets sont survenus en Ontario et au Québec.

Tableau 1 Propriétés physico-chimiques de l'acrylonitrile¹

Property	Mean (range)	Reference
Densité à 20°C	806 g/L	American Cyanamid Co., 1959
Point de fusion	-83,55°C	Riddick et al., 1986; Budavari, 1989
Point d'ébullition	77,3°C	Langvardt, 1985; Howard, 1989
Solubilité dans l'eau à 25 °C	75,1 g/L	Martin, 1961; Spencer, 1981; Langvardt, 1985; Howard, 1989; DMER and AEL, 1996
Solubilité	Miscible dans la plupart des solvants organiques	American Cyanamid Co., 1959
Tension de vapeur à 25 °C	11 (11-15,.6) kPa	Groet et al., 1974; Riddick et al., 1986; Banerjee et al.,1990; BG-Chemie, 1990; Mackay et al., 1995
Constante2 de la loi d'Henry à 25 °C	11 (8,92-11,14) Pa·m3/mol	Mabey et al., 1982; Howard, 1989; Mackay et al., 1995
Log du coefficient de partage entre le carbone organique et l'eau (log Koc)	1.06 (-0.09-1.1)	Koch and Nagel, 1988; Walton et al., 1992
Log du coefficient de partage entre l'octanol et l'eau (log Koe)	0,25 (-0,92-1,2)	Collander, 1951; Pratesi et al., 1979; Veith et al., 1980;Tonogai et al., 1982; Tanii and Hashimoto, 1984;Sangster, 1989; DMER and AEL, 1996
Log du FBC chez le poisson	0,48-1,68	Barrows et al., 1980; Lech et al., 1995
Demi-vie (t½)
dans l'air	55 ou 96 (4-189) heures	Callahan et al., 1979; Cupitt, 1980; Atkinson, 1985; DMER and AEL, 1996
dans l'eau	96 (13-198) heures	Atkinson et al., 1992
dans le sol	170 (30-552) heures	Going et al., 1979; Howard et al., 1991
dans les sédiments	170 (30-552) heures	Howard et al., 1991
	550 heures	DMER and AEL, 19963

¹ Facteurs de conversion utilisés pour transformer la concentration par unité de masse en concentration par unité de volume : 1 mg/m³= 0,453 5 ppm(v) [à 20 °C et à 101,3 kPa]; 1 ppm dans l'air = 2,205 mg/m³.

² Tension de vapeur (à une température donnée) × masse molaire/solubilité dans l'eau (à la même température).

³ Aucune valeur spécifique pour les sédiments n'a été trouvée dans les publications. La valeur indiquée se fonde sur l'hypothèse d'une réactivité plus lente que dans les sols (DMER et AEL, 1996).

Tableau 2 Demande d'acrylonitrile au Canada, de 1990 à 1997¹

Emploi	Acrylonitrile demand (tonnes)
	1990	1991	1992	1993	1994	19972
Caoutchouc nitrile-butadiène	3 800	3 300	3 600	4 400	5 200	5 700
terpolymères ABS, SAN	10 000	9 200	5 200	2 500	2 300	2 500
Divers	100	100	100	100	100	100
Total	13 900	12 600	8 900	7 000	7 600	8 300

¹ Camford Information Services (1995).

² Prévision.

2.2.2.2.1 Industrie chimique organique

Les données tirées de l'Inventaire national des rejets de polluants confortent beaucoup celles d'Environnement Canada (1997b), même si l'inventaire passe sous silence les rejets des stations municipales. Dernièrement, les rejets totaux sur place des sources industrielles ont diminué, passant de 19,6 t à 16,8 t puis à 10,7 t, de 1994 à 1995 et à 1996, respectivement (Environnement Canada, 1994, 1995, 1996). En 1996, l'industrie des plastiques a éliminé sous forme de déchets, à l'extérieur de ses emplacements, 17 t d'acrylonitrile. Ce chiffre correspond à un épisode unique de dépollution exigé pour fermer une usine de polymérisation (Environnement Canada, 1996, 1997b).

En 1996, l'industrie a rejeté dans les stations municipales de traitement des eaux usées un peu (0,21 t) d'acrylonitrile, mais on s'attend à ce que cette quantité ait été dégradée par les microbes acclimatés de ces stations (voir la section 2.3.1.2).

Comme l'acrylonitrile est explosif, inflammable et capable de se polymériser de façon spontanée et violente, on doit, chaque fois que cela est possible, le transporter et l'entreposer dans des récipients fermés, que l'on garde dans un endroit frais, sec, bien ventilé, à l'écart des sources de chaleur et d'inflammation; on peut aussi ajouter des inhibiteurs de la polymérisation au système (Kirk et al., 1983; CCOHS, 1995).

Les déversements d'acrylonitrile surviennent rarement au cours du transport au Canada. En 1992, un litre d'acrylonitrile a fui d'un wagon (Charlebois, 1996). En 1991, l'accident d'un train transportant 76 t d'acrylonitrile n'a entraîné aucune libération de la substance (Charlebois, 1996).

2.2.2.2.2 Véhicules

Les rejets d'acrylonitrile dans les gaz d'échappement ne sont pas considérés comme importants. Mizuno et al. (1980) signalent la présence d'acrylonitrile dans ces gaz; cependant, les catalyseurs améliorés des véhicules automobiles renferment beaucoup d'oxyde de cérium, qui agit comme « réservoir d'oxygène ». Si l'on ajoute à cela l'action du système de commande du moteur, la combustion du carburant est plus complète (dioxyde de carbone), ce qui entraîne une faible concentration d'hydrocarbures dans les gaz d'échappement (Graham, 1997). La grande majorité du parc automobile actuel du Canada est équipée de moteurs à commande stoechiométrique et possède des catalyseurs au cérium, ce qui rend peu probable le dégagement de quantités notables d'acrylonitrile, si ce composé parvient à être dégagé.

2.2.2.2.3 Traitement des eaux usées urbaines

Trois (Toronto proprement dite, Toronto Highland Creek et Québec) des sept municipalités canadiennes qui incinéraient les boues résiduaires en 1997 possèdent des installations capables de produire de l'acrylonitrile, même si les données pertinentes de surveillance ne sont pas disponibles (Campbell, 1997). Si l'on pose que ces installations fonctionnent comme celles des États-Unis qui libèrent de l'acrylonitrile, on peut estimer que chacune en émet 64,8 kg/an, soit 194 kg (0,19 t) en tout. Cela représente environ 1 % de tous les rejets atmosphériques d'acrylonitrile par les industries chimiques. Vu le faible nombre d'incinérateurs de boues résiduaires, la faible quantité produite d'acrylonitrile et la réactivité de ce dernier dans l'air (voir la section 2.3.1.1), les rejets possibles d'acrylonitrile dans l'atmosphère canadienne au cours de l'incinération des boues résiduaires ne sont pas considérés comme importants.

Une seule municipalité (Montréal) utilisant des polymères d'acrylonitrile comme agents conditionneurs dans le traitement des eaux usées a été identifiée par une étude pancanadienne des municipalités effectuée vers la fin 1997. D'après les spécifications techniques des fabricants et la quantité de polymère utilisée chaque année dans cette localité, on estime ses rejets d'acrylonitrile à 0,29 t/an.

Si les boues renfermant de l'acrylonitrile étaient épandues sur les sols agricoles, la substance pourrait réagir dans le sol et se volatiliser dans l'atmosphère. Cependant, on n'a pas trouvé de données sur les pertes éventuelles dues à cette voie d'exposition.

2.2.2.2.4 Sources outre-frontière

L'acrylonitrile est fabriqué au Texas, en Louisiane et en Ohio. Going et al. (1979) signalent que ses concentrations atmosphériques à proximité des usines de fabrication ou de transformation de 11 régions des États-Unis vont de moins de 0,1 à 325 µg/m³ (l.d. : 0,3 µg/m³). À noter, cependant, que depuis l'étude, des règlements de plus en plus rigoureux ont permis de réduire ces concentrations. Wiersema et al. (1989) n'ont pas décelé d'acrylonitrile en six mois de surveillance de l'air de la région de la côte du golfe du Mexique, au Texas, qui provenait de zones urbaines et industrielles (l.d. : 0,122 µg/m³). L'U.S. EPA (1986) signale des concentrations d'acrylonitrile dans l'air des villes des États-Unis; on a mesuré des concentrations moyennes de 0,35 à 0,46 µg/m³ dans trois villes du New Jersey, en juillet-août 1981, et une concentration moyenne de 0,46 µg/m³ dans les villes du Texas échantillonnées entre octobre 1985 et février 1986.

D'après sa demi-vie dans l'air, qui se situe entre 55 et 96 h (section 2.3.1.1), l'acrylonitrile pourrait franchir une distance de 2 000 km depuis sa source (Hoff, 1998). Cependant, au cours d'une étude de la qualité transfrontière de l'air, réalisée en 1991, on n'en a pas décelé (l.d. : 0,5 µg/m³), à Windsor (Ontario) [Karellas, 1996] ni ailleurs (section 2.3.2.1). On croit donc que, dans les conditions actuelles, le transport à grande distance n'est pas une cause notable de la pénétration de l'acrylonitrile dans l'environnement canadien.

2.2.2.2.5 Utilisation des pesticides

Au Canada, l'acrylonitrile a servi de fumigant des cellules de stockage du grain. Cependant, il n'entre plus dans la composition des pesticides homologués, ayant lui-même été homologué comme fumigant du grain au Canada en 1996 (Ballantine, 1997). C'est pourquoi on considère que les rejets d'acrylonitrile imputables à l'emploi des pesticides sont nuls.

2.3 Caractérisation de l'exposition

2.3.1 Devenir dans l'environnement

2.3.1.1 Air

L'acrylonitrile émis dans l'atmosphère réagit principalement avec les radicaux hydroxyle d'origine photochimique (·OH) qui se trouvent dans la troposphère (Atkinson et al., 1982; Edney et al., 1982; Munshi et al., 1989; U.S. DHHS, 1990; Bunce, 1996). La demi-vie du composé dans l'atmosphère, estimée d'après les constantes de réaction du radical hydroxyle, se situe entre 4 et 189 h (Callahan et al., 1979; Cupitt, 1980; Edney et al., 1982; Howard, 1989; Grosjean, 1990b; Kelly et al., 1994). DMER et AEL (1996) ainsi que Bunce (1996) ont retenu comme demi-vies moyennes de l'acrylonitrile dans l'atmosphère les valeurs de 55 et de 96 h, respectivement, afin de calculer le coefficient de partage dans l'environnement (section 2.3.1.5) et les effets abiotiques de l'atmosphère (section 2.4.2).

L'acrylonitrile réagit lentement avec l'ozone et les nitrates, faute de posséder des atomes de chlore et de brome, ce qui n'est pas susceptible de constituer une voie importante de sa dégradation (Bunce, 1996).

La réaction des radicaux hydroxyle avec l'acrylonitrile donne du formaldéhyde et, dans une moindre mesure, de l'acide formique, du cyanure de formyle, du monoxyde de carbone et du cyanure d'hydrogène (Edney et al., 1982; Spicer et al., 1985; Munshi et al., 1989; Grosjean, 1990a).

2.3.1.2 Eau

Les processus influant le plus sur le devenir de l'acrylonitrile dans l'eau sont la biodégradation par les micro-organismes acclimatés et la volatilisation (Going et al., 1979). On estime la demi-vie du composé dans l'eau à 30 à 552 h, d'après sa biodégradation aérobie (Ludzack et al., 1961; Going et al., 1979; Howard et al., 1991). DMER et AEL (1996) ont choisi pour sa demi-vie moyenne la valeur de 170 h (7 j), pour le calcul de son partage dans l'environnement (section 2.3.1.5). La demi-vie basée sur la volatilisation est de 1 à 6 jours (Howard et al., 1991). L'acrylonitrile s'hydrolyse lentement, sa demi-vie dans les conditions acides et basiques étant respectivement de 13 et de 188 ans (Ellington et al., 1987).

L'acrylonitrile exerce un effet inhibant initial sur les systèmes à boues activées et d'autres systèmes microbiens, et il ne répond pas aux critères de la méthode d'essai 301C de l'OCDE pour la détermination de la biodégradabilité immédiate (Chemicals Inspection and Testing Institute of Japan, 1992; AN Group, 1996; BASF AG, 1996). Cependant, il est dégradé à un taux important (95 à 100 %) après une courte période d'acclimatation, s'il est envoyé dans les stations de traitement des eaux usées (Tabak et al., 1980; Kincannon et al., 1983; Stover et Kincannon, 1983; Freeman et Schroy, 1984; Watson, 1993).

2.3.1.3 Sols et sédiments

L'acrylonitrile est biodégradé dans divers sols de surface (Donberg et al., 1992) et par des souches isolées de bactéries et de champignons microscopiques du sol (Wenzhong et al., 1991). Jusqu'à 100 mg/kg ont ainsi été dégradés en moins de deux jours (Donberg, 1992). Le composé sera probablement dégradé de même par les populations microbiennes des sédiments (DMER et AEL, 1996; EC, 1998). Des expériences d'adsorption (Zhang et al., 1990), de même que le calcul des coefficients de sorption dans les sols, à l'aide de corrélations quantitatives entre la structure et l'activité (Koch et Nagel, 1988; Walton et al., 1992) ou la solubilité de l'eau (Kenaga, 1980) montrent que l'acrylonitrile est peu susceptible de s'adsorber sur les sols ou les sédiments.

On a calculé, d'après les données sur la biodégradabilité immédiate (EC, 1998) et les travaux de Donberg et al. (1992), signalés par Howard et al. (1991), des demi-vies de 1 à 30 j, pour l'acrylonitrile dans le sol. DMER et AEL (1996) ont retenu la valeur de 170 h (7 j). La demi-vie du composé dans la zone oxygénée des sédiments peut être posée comme semblable.

2.3.1.4 Biote

On ne prévoit pas la bioaccumulation de l'acrylonitrile, les valeurs expérimentales de log K_owvariant de - 0,92 à 1,2 (moyenne : 0,25) [Collander, 1951; Pratesi et al., 1979; Veith et al., 1980; Tonogai et al., 1982; Tanii et Hashimoto, 1984; Sangster, 1989], le FBC logarithmique (log FBC), calculé à partir de la solubilité de l'acrylonitrile dans l'eau étant nul (EC, 1998).

À partir d'expériences avec le crapet à oreilles bleues (Lepomis macrochirus) [Barrows et al., 1980] et avec la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) [Lech et al., 1995], on a calculé que log FBC variait de 0,48 à 1,68. La valeur de 1,68 signalée par Barrows et al. (1980) pour le tissu de tout l'organisme du crapet risque de surestimer le FBC, puisque la méthode d'adsorption du ¹⁴C peut comptabiliser dans cette valeur des produits de dégradation (EC, 1998).

2.3.1.5 Distribution dans l'environnement

Pour avoir un aperçu des principales réactions auxquelles participe l'acrylonitrile, de son cheminement d'un milieu à l'autre et de son advection (sortie d'un milieu) et de sa distribution générale dans l'environnement, on a appliqué un modèle de la fugacité. On a fait tourner un modèle en déséquilibre permanent (modèle de fugacité de niveau III) à l'aide de méthodes élaborées par Mackay (1991) ainsi que par Mackay et Paterson (1991). Les hypothèses, les paramètres de départ et les résultats sont présentés dans DMER et AEL (1996). En résumé, les paramètres de départ étaient comme suit : masse moléculaire, 53,06 g/mole; solubilité dans l'eau, 75,5 g/L; tension de vapeur, 11,0 kPa; log K_ow, 0,25; constante de la loi d'Henry, 11 Pa·m³/mole; demi-vie dans l'air, 55 h; demi-vie dans l'eau, 170 h; demi-vie dans le sol, 170 h; demi-vie dans les sédiments, 550 h. La modélisation se fondait sur une intensité implicite d'émission de 1 000 kg/h dans une région d'une superficie de 100 000 km², qui comprend une étendue d'eau de 10 000 km² (20 m de profondeur). La hauteur de l'atmosphère a été fixée à 1 000 m. On a posé que les sédiments et les sols renfermaient respectivement 4 et 2 % de carbone organique et avaient une épaisseur respective de 1 et de 10 cm. Le pourcentage estimatif de distribution calculé par le modèle n'est pas touché par l'intensité hypothétique des émissions.

La modélisation montre que lorsque l'apport d'acrylonitrile dans un milieu donné est continu, on peut s'attendre que la plus grande partie (84 à 97 %) s'y retrouve, en raison de ses propriétés physico-chimiques (DMER et AEL, 1996). Plus précisément, le modèle de la fugacité de niveau III de DMER et AEL (1996) prévoit que (les taux exprimés étant des pourcentages en masse) :

• lorsque l'acrylonitrile est libéré dans l'air, il s'y retrouve finalement à 92,8 %, à 6,4 % dans l'eau, à 0,8 % dans le sol et à 0,0 % dans les sédiments;
• libéré dans l'eau, il s'y retrouve finalement à 97,3 %, à 2,5 % dans l'air, à 0,0 % dans le sol et à 0,1 % dans les sédiments;
• libéré dans le sol, il s'y retrouve finalement à 83,7 %, à 4,4 % dans l'air, à 11,9 % dans l'eau et à 0,0 % dans les sédiments.

Les principaux mécanismes de sa disparition de l'air, de l'eau et du sol sont sa réaction avec le milieu et, dans une moindre mesure, l'advection et la volatilisation. La dégradation abiotique et biotique dans les divers milieux entraîne globalement une faible persistance du composé et, au plus, une très faible bioaccumulation.

On a également fait tourner le modèle ChemCAN3 (version 4) de la fugacité, en partant de l'hypothèse prudente que tous les rejets connus en 1996 (Environnement Canada, 1997b) au Canada étaient survenus dans le sud de l'Ontario. Comme la demi-vie de l'acrylonitrile dans l'air est le principal facteur déterminant de son devenir dans l'environnement, on a fait tourner le modèle en utilisant les demi-vies minimale, médiane et maximale (4, 55 et 189 h) dans des conditions estivales, hivernales et annuelles. Les résultats du modèle montrent que le rejet ininterrompu à long terme d'acrylonitrile peut entraîner la présence de très faibles concentrations dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments dans tout le sud de l'Ontario (tableau 3). Les prévisions modélisées ne prétendent pas refléter les mesures réelles que l'on s'attend de faire dans l'environnement, mais elles montrent plutôt les caractéristiques générales du devenir de la substance dans l'environnement d'une vaste région et sa répartition générale entre les divers milieux. Le modèle ne détermine pas les répercussions probables de rejets ponctuels à l'échelle locale. L'information sur les concentrations mesurées dans l'air et dans l'eau ainsi que la modélisation de la dispersion effectuée à l'échelle locale sont présentées à la section 2.3.2.

Tableau 3 Concentrations prévues d'acrylonitrile dans le sud de l'Ontario par le modèle ChemCAN3, avec diverses demi-vies dans l'air (rejets signalés en application de l'article 16 de la LCPE en 1996)

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2.3.2 Concentrations dans l'environnement

Comme l'emploi de l'acrylonitrile et les émissions qui en découlent sont très localisés, les programmes canadiens de surveillance de la qualité de l'air ne dosent pas systématiquement le composé. Cependant, on possède des données sur les concentrations mesurées et les concentrations prédites par les modèles de dispersion dans l'air ambiant et dans l'air près des emplacements industriels.

2.3.2.1 Air ambiant

L'intensité minimale prédite des émissions d'acrylonitrile pendant n'importe quelle période d'une demi-heure était de 0,003, 0,018 et 0,028 g/s, dans le cas des cheminées de 14, 17 et 11 m de hauteur, respectivement, près de l'emplacement du premier utilisateur canadien (une usine de Sarnia, en Ontario), d'après les résultats de la modélisation de la dispersion effectués en 1998, dans le cadre des exigences pour l'inventaire des émissions du ministère de l'Environnement de l'Ontario (Michelin, 1999). Les deux catégories les plus répandues de stabilité atmosphérique dans la modélisation de la dispersion sont la catégorie C (où l'inversion se situe immédiatement au-dessus des cheminées, ce qui rabat le panache des émissions au sol) et la catégorie D (conditions presque stables, ou neutres). Les concentrations prévues à 11, 25, 41 et 1 432 m des cheminées, au cours d'une période de stabilité atmosphérique de catégorie C, étaient de 6,6, 2,2, 0,4 et 0,1 µg/m³. Les concentrations prévues à 11, 35, 41 et 3 508 m au cours d'une période de stabilité atmosphérique de catégorie D étaient de 9,3, 2,9, 0,6 et 0,1 µg/m³ (tableau 4). Cette détermination récente de 9,3 µg/m³ à 11 m de la cheminée du premier utilisateur d'acrylonitrile est considérée comme la concentration fiable la plus élevée (prévue ou mesurée) dans l'air ambiant au Canada. On observe que, en réalité, les rejets de chacune des cheminées ne sont pas continus. Par exemple, on a ouvert le réacteur six fois en 1998, ce qui a entraîné une perte totale de 0,3 g d'acrylonitrile. Dans la même année, on a ouvert le pot de dégazage du latex cinq fois, ce qui a entraîné une perte totale de 31 g. La concentration maximale prévue de 9,3 µg/m³ n'a coïncidé qu'avec cinq périodes de 30 minutes dans l'année (Wright, 1999). En outre, les essais de contrôle de l'exactitude du modèle, par le ministère de l'Environnement, ont montré que les prévisions du modèle excédaient les valeurs réelles de deux ordres de grandeur environ.

Tableau 4 Concentrations prévues maximales de l'acrylonitrile au niveau du sol, dans un emplacement industriel de l'Ontario¹

Cheminée2	Classe de stabilité atmosphérique3	Débit d'émission (g/s)	Vitesse du vent (m/s)	Distance de la cheminée (m)	Concentration prévue maximale4 (µg/m3)
N2	C	0,003	5,0	41	0,4
N2	D	0,003	5,0	41	0,6
N4	C	0,018	5,0	11	6,6
N4	D	0,018	5,0	11	9,3
N5	C	0,028	5,0	25	2,2
N5	D	0,028	5,0	35	2,9
H5	C	0,05	2,2	1432	0,1
H5	D	0,05	2,7	3508	0,1

¹ Source: Michelin (1999).

² Cheminées :
N2 : Ouverture du réacteur de caoutchouc nitrile-butadiène et évacuation des gaz (hauteur de la cheminée = 14 m)
N4 : Colonne de dégazage du latex (hauteur de la cheminée = 17 m)
N5 : Finition du caoutchouc nitrile-butadiène (hauteur de la cheminée = 11 m)
H5 : Torche de l'est (hauteur de la cheminée = 66 m)

³ Classes de stabilité atmosphérique :
C : Inversion immédiatement au-dessus de la cheminée; le panache est donc ramené au sol.
D : Près des conditions neutres ou de la stabilité.

⁴ Dans le cas de toutes les cheminées testées, on a constaté que la concentration maximale au niveau du sol à l'extérieur du terrain de l'usine était de 3,6 µg/m3 à moins de 10 m des limites du terrain (classe de stabilité atmosphérique D, vitesse du vent 5,0 m/s).

Les prélèvements les plus récents d'air en vue du dosage de l'acrylonitrile dans un emplacement industriel se sont déroulés à l'usine de caoutchouc nitrile-butadiène de Sarnia, en Ontario. Ils ont eu lieu les 8 (quatre échantillons) et 13 janvier 1997 (deux échantillons), à 5 m à l'extérieur des limites du terrain de la compagnie, à 2 m au-dessus du sol et directement sous le vent des cheminées. La concentration présente dans l'air ambiant sous le vent de l'usine était donc inférieure à la limite de détection de 52,9 µg/m³ (Sparks, 1997; Wright, 1998).

Dans l'air ambiant échantillonné pendant six jours près d'une usine chimique de Cobourg (Ontario) qui employait l'acrylonitrile, les concentrations de ce dernier variaient de 0,12 à 0,28 µg/m³. En 1993, les concentrations mesurées dans les cheminées de l'installation ont varié de moins de 251 à 100 763 µg/m³ (Ortech Corporation, 1994). Ces mesures ont servi à la modélisation de la dispersion, pour estimer la concentration au point d'impact au sol (point où le panache touche le sol). Cette concentration a été estimée à 1,62 µg/m³, c'est-à-dire 0,5 % de la valeur admissible sur une demi-heure, qui, selon le ministère de l'Environnement de l'Ontario, est de 300 µg/m³.

En 1990, dans six emplacements urbains de l'Ontario, la concentration d'acrylonitrile dans 10 des 11 échantillons était inférieure à la l.d. de 0,000 3 µg/m³. Selon cette étude, la concentration maximale (et la seule décelable) était de 1,9 µg/m³ (OMOE, 1992a).

Dans les sept échantillons d'air ambiant prélevés dans la région industrialisée de Windsor, en Ontario, en août 1991, les concentrations d'acrylonitrile étaient de moins de 0,64 µg/m³ (Ng et Karellas, 1994).

Au cours d'un relevé pilote de l'exposition personnelle, on a prélevé des échantillons d'air ambiant dans les centres-villes (n = 16) et les zones résidentielles (n = 7) de la région métropolitaine de Toronto, à 1,5 m au-dessus du sol, pendant 12 h consécutives. On n'a décelé d'acrylonitrile dans aucun échantillon (l.d. : 0,9 µg/m³) [Bell et al., 1991].

Pendant une à deux heures, on a prélevé des échantillons d'air dans la zone d'inhalation, au moyen d'une unité personnelle, pendant l'aller vers le lieu de travail et le retour (n = 19) et pendant l'heure du midi (n = 8), dans le centre-ville de Toronto, de juin à août 1990. On n'a décelé d'acrylonitrile dans aucun échantillon (l.d. : 0,9 µg/m³). On n'en a pas non plus décelé (l.d. : 0,9 µg/m³) dans quatre échantillons composites spéciaux prélevés au cours de la même étude : les deux premiers prélevés alors que les sujets participaient à des réunions, le troisième au cours d'un barbecue; le quatrième était un échantillon composite global des trajets d'allée vers le travail et de retour de ce dernier ainsi que de l'air des locaux d'habitation pendant la nuit (Bell et al., 1991).

2.3.2.2 Air intérieur

On n'a pas décelé d'acrylonitrile dans les échantillons prélevés la nuit (durée jusqu'à 16 h), de juin à août 1990, dans quatre habitations situées près de Toronto (l.d. : 0,9 µg/m³) [Bell et al., 1991].

La fumée de cigarette serait une source d'acrylonitrile dans l'air des locaux intérieurs (CARB, 1994). Une étude américaine montre que d'autres sources - non identifiées - que le tabagisme peuvent aussi être incriminées (CARB, 1996).

2.3.2.3 Eaux de surface et eaux souterraines

On n'a décelé l'acrylonitrile que dans les effluents industriels, mais non dans les eaux de surface du Canada (l.d. : 4,2 µg/L).

Au Canada, la recherche la plus complète de l'acrylonitrile dans les effluents a eu lieu en 1989-1990, dans le cadre du programme de la Stratégie municipale et industrielle de dépollution (SMID). On a décelé l'acrylonitrile dans 6 des 26 emplacements industriels échantillonnés, mais seulement cinq de ces établissements rejetaient des effluents dans l'environnement. L'acrylonitrile a été décelé dans 12 des 256 échantillons d'effluents de ces cinq entreprises (OMOE, 1993). Les concentrations journalières variaient de 0,7 à 3 941 µg/L; les moyennes annuelles mesurées à chaque endroit variaient de 2,7 à 320 µg/L.

Dans la décennie qui a suivi ce vaste travail d'échantillonnage, des modifications importantes ont touché l'industrie chimique organique. En 1997, trois des cinq entreprises n'ont pas signalé d'activité commerciale impliquant l'acrylonitrile, et les deux autres s'étaient dotées de réacteurs biologiques (p. ex., Biox) pour traiter leurs effluents avant de les rejeter dans l'environnement. Actuellement, les concentrations observées dans les effluents de ces deux emplacements sont inférieures à la l.d. de la méthode recommandée, qui est de 4,2 µg/L (Hamdy, 1998).

En 1989-1990, on a décelé l'acrylonitrile dans 12 des 382 échantillons d'effluents de 5 des 26 usines de produits chimiques organiques mentionnés ci-dessus (OMOE, 1992b). Les concentrations journalières maximales variaient de 0,7 à 120 µg/L. Les moyennes des différents emplacements variaient de 0,4 à 20 µg/L. La concentration maximale a été observée dans un échantillon de l'effluent du clarificateur, rejeté dans le lac Ontario, à Cobourg. On y a décelé l'acrylonitrile dans 2 échantillons sur 50 (moyenne : 4 µg/L). Selon la même étude, l'eau d'alimentation (c'est-à-dire l'eau « ambiante ») des 26 usines ne contenait pas de quantités décelables d'acrylonitrile dans 207 échantillons (l.d. : 4,2 µg/L) prélevés en 12 mois, en 1989-1990, dans le cadre du programme de la SMID (OMOE, 1992b).

Dans une vaste étude de l'eau d'approvisionnement des municipalités canadiennes, réalisée en 1982-1983, on n'a décelé l'acrylonitrile dans aucun des 42 échantillons d'eau brute (et dans aucun des 42 d'eau traitée) de neuf municipalités de la région des Grands Lacs (l.d. : 5 µg/L) [Otson, 1987]. On n'a pas décelé l'acrylonitrile (l.d. : 2,1 µg/L) dans les échantillons d'eau souterraine prélevés en aval d'un bassin de traitement des eaux usées d'une usine de produits chimiques de l'Ontario (Environnement Canada, 1997b).

2.3.2.4 Eau potable

De 1985 à 1988, on a surveillé la présence de l'acrylonitrile dans l'approvisionnement en eau de 150 municipalités de Terre-Neuve, de la Nouvelle-Écosse, du Nouveau-Brunswick et de l'Île-du-Prince-Édouard. On a décelé des traces (0,7 µg/L) du composé dans un seul échantillon d'eau traitée, en Nouvelle-Écosse, en juin 1988 (l.d. : 0,5 à 1,0 µg/L) [Environnement Canada, 1989a, b, c, d].

En 1982-1983, au cours de trois périodes d'échantillonnage, on n'a pas trouvé d'acrylonitrile dans l'eau traitée (ou brute) d'installations situées près des Grands Lacs (n = 42; l.d. : 5 µg/L au début, puis moins de 1 µg/L après modification de la technique d'échantillonnage) [Otson, 1987]. La méthode d'analyse était la chromatographie en phase gazeuse accouplée à la spectrométrie de masse.

On n'a pas trouvé d'autres données canadiennes.

2.3.2.5 Sols et sédiments

On ne s'attend pas à trouver des concentrations notables d'acrylonitrile dans les sols et les sédiments du Canada, si l'on se fie aux tonnages rejetés et aux coefficients de partage, au comportement et au devenir de la substance dans l'environnement (voir la section 2.3.1).

On n'a pas décelé de concentrations notables d'acrylonitrile dans les sols canadiens. Les concentrations dans 18 échantillons de sol d'une usine de mélange de produits chimiques de l'Alberta étaient inférieures à la l.d. de 0,4 ng/g (Dinwoodie, 1993). On n'a pas décelé de quantités importantes d'acrylonitrile dans le sol d'un emplacement d'une usine chimique de LaSalle (Québec), depuis le début de la surveillance régulière de l'emplacement, en 1992 (Environnement Canada, 1997b).

On n'a pas trouvé de données sur les concentrations d'acrylonitrile dans les sédiments du Canada.

2.3.2.6 Biote

On n'a pas trouvé de données sur les concentrations d'acrylonitrile dans le biote du Canada.

2.3.2.7 Aliments

Au Canada, on utilise peu les polymères à base d'acrylonitrile dans des applications qui le mettent en contact direct avec la nourriture. Les polymères utilisés seraient principalement appliqués en tant que couche extérieure de conditionnements laminés (Salminen, 1993, 1996). Les analyses antérieures de produits alimentaires montrent que si ces polymères étaient ainsi utilisés, des quantités résiduelles d'acrylonitrile pourraient, on peut l'imaginer, migrer dans les aliments, mais à de faibles concentrations (Page et Charbonneau, 1983; Page, 1995).

Les règlements sous le régime de la Loi sur les aliments et drogues interdisent la vente de nourriture renfermant de l'acrylonitrile, dosé selon la méthode officielle FO-41 (Détermination de l'acrylonitrile dans les aliments). La l.d. de cette méthode est d'environ 15 ng/g (Salminen, 1999).

Page et Charbonneau (1983) ont dosé l'acrylonitrile dans cinq types d'aliments conditionnés dans du plastique à base d'acrylonitrile, que l'on avait achetés dans plusieurs magasins d'Ottawa. Les concentrations moyennes d'acrylonitrile (dosées par chromatographie en phase gazeuse à détecteur sélectif thermo-ionique dans trois échantillons subdivisés en deux de chaque type d'aliment) variaient de 8,4 à 38,1 ng/g (voir la note 12 du tableau 9, à la section 3.3.1).

On a effectué à Ottawa une étude des aliments conditionnés dans du plastique à base d'acrylonitrile, qui en renfermaient jusqu'à 2,6 mg/kg. Les échantillons représentaient cinq entreprises du secteur alimentaire et une variété de viandes froides, notamment du simili-poulet, du jambon, du salami, de la pizza et plusieurs types de saucissons de Bologne. On n'y a pas décelé d'acrylonitrile (l.d. : 2 ng/g). La méthode d'analyse était la chromatographie en phase gazeuse à détecteur sélectif thermo-ionique (Page et Charbonneau, 1985).

On n'a pas trouvé d'autres données canadiennes, et le peu de données que l'on possède de l'étranger ne conviennent pas à la caractérisation de l'exposition par les produits alimentaires.

2.3.2.8 Étude de l'exposition à plusieurs milieux

Dans une étude de l'exposition à plusieurs milieux réalisée pour Santé Canada (Conor Pacific Environmental et Maxxam Ltd., 1998), on a mesuré chez 50 participants choisis dans tout le Canada l'exposition à plusieurs matières organiques volatiles, y compris l'acrylonitrile. On a choisi au hasard 35 participants de la région métropolitaine de Toronto (Ontario) 6 de Liverpool (Nouvelle-Écosse) et 9 d'Edmonton (Alberta). Chez chacun d'eux, on a prélevé sur 24 h des échantillons d'eau potable, d'autres boissons et d'air extérieur, intérieur et « personnel ». On n'a pas décelé d'acrylonitrile dans l'air (l.d. : 1,36 µg/m³), l'eau (l.d. : 0,7 ng/mL), les autres boissons (l.d. : 1,8 ng/mL) et la nourriture (l.d. : 0,5 ng/g).

2.4 Caractérisation des effets

2.4.1 Écotoxicologie

On a étudié la toxicité de l'acrylonitrile à l'égard d'une large gamme d'organismes aquatiques, et d'un nombre moindre d'organismes terrestres. Voici un exposé succinct des effets, qui insiste sur les paramètres finals les plus sensibles observés chez ces organismes. Plusieurs synthèses (U.S. EPA, 1980, 1985; OMS, 1983; EC, 1998) et la documentation complémentaire dans le domaine de l'environnement décrivent plus en profondeur les effets environnementaux (Environnement Canada, 1998).

2.4.1.1 Organismes terrestres

Si, dans les publications, on n'a trouvé aucune donnée sur la toxicité de l'acrylonitrile pour les vertébrés terrestres sauvages, on possède des données grâce à des études toxicologiques sur les mammifères (section 2.4.3). On n'a retrouvé aucune donnée sur la toxicité pour les oiseaux. La présente section porte sur les études de l'exposition d'insectes à l'acrylonitrile dans l'air.

Dans 9 études consacrées à 13 insectes -notamment chez le bruchide des légumineuses Callosobruchus chinensis, le charançon du riz, le capucin des grains, la calandre des grains, le cucujide, le tribolium roux de la farine, le tribolium brun de la farine, la mouche méditerranéenne des fruits, la mouche orientale du fruit et l'abeille -, l'exposition aiguë et chronique par la fumigation à l'acrylonitrile a influé sur la survie, la reproduction et l'activité enzymatique. Ces études sont présentées dans la documentation complémentaire sur le domaine de l'environnement (Environnement Canada, 1998). Chez les insectes, la CL₅₀ a varié de 0,107 à 36,7 mg/L d'air (1,07 x 10⁵ à 3,67 x 10⁷ µg/m³). Dans 14 des 17 études ayant porté sur 11 espèces, la CL₅₀ après 24 h était au plus de 5 mg/L d'air (≤ 5 x 10⁶ µg/m³).

L'effet le plus sensible sur la croissance, la survie et la reproduction des insectes exposés par l'air était l'effet de la fumigation sur les oeufs d'une journée du bruchide des légumineuses (Callosobruchus chinensis) [Adu et Muthu, 1985]. La CL₅₀ pour les oeufs exposés à une concentration constante du fumigant pendant 24 h, dont on a examiné la survie jusqu'à 30 j après le traitement, était de 0,107 mg/L d'air (1,07 x 10⁵ µg/m³) [limites de confiance à 95 % de 0,094 à 0,122 mg/L d'air] (Adu et Muthu, 1985).

Rajendran et Muthu (1981a) signalent que, chez les adultes et les nymphes du charançon du riz (Sitophilus oryzae L.) exposés 8 h à la CL₅₀ e 0,40 mg/L d'air (4,0 x 10⁵ µg/m³), la progéniture a été réduite de moitié.

Les insectes les plus sensibles à l'effet de choc étaient les adultes de Sitophilus oryzae, chez qui l'exposition à 1 à 1,5 mg/L d'air (1 à 1,5 x 10⁶µg/m³) pendant 4 h a entraîné une mortalité de 100 % (Rajendran et Muthu, 1977).

Parmi les phosphorylases, les tréhalases et les acétylcholinestérases qui participent au métabolisme des glucides et de l'énergie, la phosphorylase est l'enzyme qui a été la plus sensible et dont l'activité a diminué sous le seuil du décelable (diminution de 100 %) à la concentration de 1,05 mg d'acrylonitrile/L d'air (1,05 x 10⁶ µg/m³), chez le tribolium rouge de la farine (Tribolium castaneum), lequel a survécu à une exposition à la CL₅₀ de 0,79 mg/L (7,9 x 10⁵ µg/m³) [Rajendran et Muthu, 1981b].

2.4.1.2 Organismes aquatiques

L'ensemble des données sur l'acrylonitrile comprend une large gamme de renseignements sur la toxicité à court et à long terme pour 34 espèces de poissons, d'amphibiens, d'invertébrés aquatiques et d'algues, bien qu'aucune de ces données ne soit conforme en tout point aux exigences de l'OCDE ou aux protocoles semblables servant de lignes directrices aux expériences.

La majorité des études ont omis de tenir compte de la volatilité de l'acrylonitrile. Les essais dans lesquels on n'a pas mesuré les concentrations ou dans lesquels on n'a pas pu les régler convenablement, comme cela sera expliqué ci-dessous, ne sont pas considérés comme valides pour l'évaluation du risque. On trouvera ci-dessous un court sommaire des principales études réalisées de façon généralement conforme aux protocoles en vigueur de l'OCDE et qui conviennent à l'évaluation du risque.

En raison de la possibilité de pertes d'eau, par volatilisation et biodégradation, on devrait mesurer les concentrations d'acrylonitrile au cours des essais en conditions statiques ou de ceux à renouvellement intermittent des solutions. De même, dans les essais en conditions dynamiques, dans lesquels les concentrations sont nominales, on devrait renouveler le milieu à peu près cinq fois par jour (Henderson et al., 1961; Bailey et al., 1985; Nabholz, 1998). Les essais effectués dans des solutions titrées ou en conditions dynamiques, à la fréquence précitée de renouvellement, sont considérés, pour l'évaluation, comme des preuves directes.

Sabourin (1987) a déterminé que le rapport des concentrations en conditions dynamiques aux concentrations en conditions statiques était, à 96 h, de 0,23. Les études où les paramètres sont mesurés à la 96^e heure peuvent être corrigées par multiplication de la concentration signalée par 0,23, mais les résultats de ces études sont considérés comme des preuves indirectes. Les essais effectués en conditions statiques ou avec des concentrations uniquement nominales, dans une période qui n'est pas de 96 h, sont considérés comme corroborants, uniquement.

Parmi les études sur des organismes dulçaquicoles, cinq concernant autant d'espèces de poissons et une, un amphibien, sont considérées comme fournissant des preuves directes (Henderson et al., 1961; Sloof, 1979; ABCL, 1980a; Bailey et al., 1985; Zhang et al., 1996). En outre, on possède des preuves indirectes (concentrations corrigées), grâce à des études sur six poissons, sept invertébrés et un végétal ayant examiné divers paramètres finals de mesure, notamment la survie, la croissance, la respiration et la mobilité à des durées d'exposition allant de 24 à 840 h (1 à 35 j). Le reste des études sont considérées comme corroborantes.

D'après les études fournissant des preuves directes et indirectes, l'acrylonitrile est considéré comme modérément toxique pour les poissons et les amphibiens, ses CL₅₀ après 96 h pour les poissons d'eau douce se situant généralement dans l'intervalle de 10 à 20 mg/L (de concentrations nominales) [Henderson et al., 1961; ABCL, 1980b; Zhang et al., 1996]. La toxicité de l'acrylonitrile augmente proportionnellement à la durée d'exposition. Les CL₅₀ après 48 h se situent entre 14,3 et 33,5 mg/L. À 840 h, la CL₅₀ pour le tête-de-boule (Pimephales promelas) était de 0,89 mg/L (ABCL, 1980a).

D'après les preuves directes, le paramètre le plus sensible en milieu aquatique a été observé après exposition chronique de la grenouille Bufo bufo gargarizans dans ses premiers stades de vie (Zhang et al., 1996) : têtards de trois jours exposés 28 j, en conditions dynamiques, avec quatre remplacements quotidiens du milieu. Le paramètre le plus sensible a été la croissance des membres antérieurs, alors que les limites chroniques inférieure et supérieure de la CE₅₀ après 28 j ont été respectivement de 0,4 et de 0,8 mg/L. La CE₅₀ provoquant l'immobilité après 96 h et 48 h a été de 11,59 et de 14,22 mg/L, respectivement.

On a examiné l'effet de l'acrylonitrile sur la croissance (en longueur et en poids humide) ainsi que la mortalité aux premiers stades de la vie (oeufs de moins de 18 h) du tête-de-boule (ABCL, 1980a), en conditions dynamiques avec remplacement du milieu plus de 5,5 fois par jour.

Les concentrations moyennes dosées étaient 98 % de la concentration nominale. Le paramètre le plus sensible de l'étude était la CMEO après 840 h (35 j), pour le poids (20 % de réduction du poids humide), de 0,44 mg/L; et la CSEO correspondante était de 0,34 mg/L. Quant à la mortalité, la CSEO après 840 h (CL₁₅) était de 0,44 mg/L et la CMEO (CL₄₆) était de 0,86 mg/L.

Henderson et al. (1961) ont examiné la mortalité du tête-de-boule exposé à l'acrylonitrile, en conditions dynamiques, dans un milieu renouvelé à toutes les 100 min. Les essais ont duré 24, 48, 72 et 96 h ainsi que 5, 10, 15, 20, 25 et 30 j (720 h). Les effets variaient de la CL₅₀ après 24 h de 33,5 mg/L au paramètre le plus sensible de l'étude, la CL₅₀après 720 h de 2,6 mg/L, en passant par des concentrations de plus en plus faibles.

Sloof (1979) a signalé que les répercussions de l'acrylonitrile étaient l'accélération de la respiration chez la truite arc-en-ciel, après moins de 24 h d'exposition à 5 mg/L, dans un système en conditions dynamiques dans lequel la substance était continuellement injectée.

Bailey et al. (1985) ont examiné l'effet de l'acrylonitrile sur la mortalité du crapet à oreilles bleues dans un système en conditions dynamiques dans lequel les concentrations étaient mesurées. Le paramètre le plus sensible était la CL₅₀ après 96 h, de 9,3 mg/L.

Outre les études fournissant des preuves directes dans lesquelles les concentrations étaient dosées ou le renouvellement des solutions en conditions dynamiques était convenable, des études de six poissons, effectuées en conditions statiques ou en conditions statiques avec renouvellement intermittent des solutions, ont utilisé des concentrations nominales, et on peut corriger les CL₅₀ après 96 h par le coefficient de 0,23 (Sabourin, 1987; Nabholz, 1998). Ainsi corrigées, les CL₅₀ variaient de 1,18 à 5,4 mg/L. Dans ce cas, la CL₅₀ minimale était de 1,18 mg/L, chez l'amour blanc (Ctenopharyngodon idella) Zhang et al., 1996].

On remarque que, chez les vertébrés, les paramètres les plus sensibles ont été observés dans les études fournissant des preuves directes. En effet, globalement, le paramètre le plus sensible chez les vertébrés aquatiques était la limite chronique inférieure de la CE₅₀ de 0,4 mg/L, pour la grenouille Bufo bufo gargarizans, mesurée par Zhang et al. (1996), dans un système en conditions dynamiques dans lequel les concentrations étaient dosées.

Parmi les études sur 14 invertébrés et une plante dulçaquicole, on peut corriger les résultats des essais sur 96 h employant 7 invertébrés et la plante, et les considérer comme des preuves indirectes. D'après ces dernières, qu'il faut interpréter avec prudence, les invertébrés seraient, dans l'ensemble, plus sensibles à l'acrylonitrile que les vertébrés, mais les auteurs n'ont fait qu'effleurer la question. Les effets chez les invertébrés varient, du plus au moins sensible, de la CL₈₀ après 96 h de 0,16 mg/L (concentration corrigée : 0,04 mg/L) chez la limnée Lymnaea stagnalis (Erben et Beader, 1983), à la CE₅₀après 96 h de 17,94 mg/L (concentration corrigée : 4,1 mg/L) provoquant l'immobilité chez la limnée Lymnaea plicatula (Zhang et al., 1996).

Les paramètres les plus sensibles ont été signalés chez les invertébrés, mais on ne les considère que comme corroborants et non comme des données directes ou indirectes, puisque les essais, fondés sur des concentrations nominales, se sont déroulés en conditions statiques pendant des expositions qui n'étaient pas de 96 h. Le reste des données est considéré comme corroborant uniquement, faute d'avoir employé, dans les essais, des doses répétées ou à cause de facteurs de confusion (p. ex., absence d'aération).

Dans l'étude ayant porté sur les plantes dulçaquicoles, l'effet de l'exposition après 96 h à l'acrylonitrile sur la croissance végétale a été examiné chez la lentille d'eau (Lemna minor) [Zhang et al., 1996]. On a renouvelé les solutions à toutes les 24 h, en employant 5 concentrations, 10 frondes par concentration et 4 répétitions. La CE₅₀ après 96 h, inhibitrice de la croissance, était de 6,25 mg/L (valeur corrigée de 1,44 mg/L).

2.4.1.3 Mode d'action

On croit que, dans l'environnement, la toxicité de l'acrylonitrile résulterait en grande partie des effets directs de la molécule même ou d'autres métabolites organiques tels que le peroxyde d'hydrogène ou un époxyde (Heald, 1980). Pour en expliquer le mécanisme, on a proposé le blocage d'enzymes importantes portant des groupes sulfhydryle par la cyanoéthylation (Kayser et al., 1982). À l'origine, on a cru que la toxicité de l'acrylonitrile provenait de la libération de cyanure libre, lequel diffuse facilement dans tous les tissus des organismes et inhibe rapidement les enzymes spécifiques de la respiration cellulaire, interrompant l'utilisation de l'oxygène moléculaire par les cellules. Les signes de l'empoisonnement par l'acrylonitrile sont typiques de l'empoisonnement par le cyanure d'hydrogène, mais avec un léger retard dans l'apparition des symptômes (Patterson et al., 1976).

2.4.1.4 Populations microbiennes

On possède des preuves considérables de l'efficacité des micro-organismes acclimatés du sol ou des boues des systèmes de traitement des eaux usées industrielles (p. ex., réacteurs Biox) dans la dégradation de l'acrylonitrile. Wyatt et Knowles (1995a, b) ont montré que des mélanges complexes de micro-organismes peuvent, à différents taux de dilution et, par la combinaison de cultures par lot ou en continu, servir à minéraliser (dégrader) l'acrylonitrile, l'acrylamide, l'acide acétique, la cyanopyridine et le succinonitrile, de même que des composés plus récalcitrants (p. ex., maléimide, fumaronitrile et acroléine) en dioxyde de carbone, en ammoniac et en biomasse.

En général, jusqu'à 5 000 mg/L, les concentrations d'acrylonitrile ne semblent pas toxiques pour les bactéries, puisqu'elles sont facilement dégradées par Corynebacterium boffmanii et Arthrobacter flavescens (Wenzhong et al., 1991), Arthrobacter sp. (Narayanasamy et al., 1990), Acinobacter sp. (Finnegan et al., 1991) et un ensemble de micro-organismes anaérobies acclimatés (Mills et Stack, 1955). Nocardia rhodochrous peut dégrader l'acrylonitrile de façon plus limitée, en l'utilisant comme source d'azote plutôt que de carbone (DiGeronimo et Antoine, 1976).

Kincannon et al. (1983) signalent la biodégradation presque complète de l'acrylonitrile, à 99,9 et à 99,1 %, après 8 h dans des réacteurs fonctionnant en discontinu et deux journées de séjour dans des boues activées soumises à un brassage complet, respectivement. Les concentrations initiales d'acrylonitrile étaient de 110 et de 152 mg/L, respectivement; les concentrations dans l'effluent, après le traitement, étaient de 1,0 mg/L, après 8 h, et de moins de 0,05 mg/L, après 2 j, respectivement. Dans le réacteur fonctionnant en discontinu, la biodégradation expliquait 75 % de l'élimination de l'acrylonitrile, et le dégazage du milieu, 25 %. Dans le système à boues activées, la biodégradation a expliqué la totalité de l'élimination du composé.

Tabak et al. (1980) signalent un taux de biodégradation de 100 % en moins de sept jours, par la méthode de présélection effectuée dans une fiole, en conditions statiques, lorsque l'inoculum microbien d'une station de traitement des eaux usées est mélangé avec 5 et 10 mg d'acrylonitrile/L.