Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour disulfure de carbone

2.0 Résumé de l'information essentielle à l'évaluation du caractère « toxique » au sens de la LCPE 1999

2.1 Identité et propriétés physiques et chimiques

Le disulfure de carbone est également connu sous le nom de bisulfure de carbone et de sulfure de carbone. Sa formule moléculaire empirique est CS2. Le disulfure de carbone est un liquide extrêmement volatil et inflammable. Il s'agit d'une molécule linéaire constituée de deux atomes de soufre liés à un atome de carbone par des liaisons doubles (S = C = S). Le disulfure de carbone de qualité technique dégage une odeur forte et désagréable due principalement à des traces de composés de soufre organique (BUA, 1993). Cette substance porte le numéro de registre 75-15-0 du Chemical Abstracts Service (CAS), et le numéro FF6650000 du Registry of Toxic Effects of Chemical Substances (RTECS) [HSDB, 1993]. Le tableau 1 énumère la gamme des valeurs des propriétés physiques et chimiques du disulfure de carbone. Le facteur de conversion utilisé dans le présent rapport pour le disulfure de carbone est 1 ppm = 3 125 mg/m³.

2.2 Caractérisation de la pénétration dans l'environnement

2.2.1 Production, importation, exportation et utilisations

En 1996, on a fabriqué au Canada 3,1 kilotonnes de disulfure de carbone à des fins commerciales (Environnement Canada, 1997c). Camford Information Services (1995) signale une production intérieure canadienne de 10,9 kilotonnes en 1993, soit une baisse par rapport aux 25 kilotonnes produites en 1976.

Tableau 1 Propriétés physiques et chimiques du disulfure de carbone¹

Paramètre	Valeur	Référence
Poids moléculaire	76,1 g/mole	Merck Index, 1989
Densité	1,2632 g/mL @ 20 °C	Merck Index, 1989
Point de fusion	-111,6 °C	Merck Index, 1989
Point d'ébullition	46,5 °C @ 101,3 kPa	Merck Index, 1989
Tension de vapeur	48,210 kPa @ 25 °C	Riddick et al. 1986
Solubilité dans l'eau	2 100 mg/L @ 20 °C	Riddick et al. 1986
Constante de la loi de Henry	1 748 Pa·m3/mole @ 25 °C	DMER et AEL, 1996
Solubilité dans les solvants organiques	miscible	Beauchamp et al. 1983
Log Koc	1,79	Howard, 1989; DMER et AEL, 1996
Log Koe	2,14	Martiska et Bekarek, 1990

1 Voir Environnement Canada (1999a) pour une liste plus complète de la gamme des valeurs indiquées et des critères de sélection des propriétés physiques et chimiques.

Cette baisse importante de la production découle de la disparition, en 1995, de l'industrie canadienne des fibres de rayonne et de cellulose, laquelle constituait le principal utilisateur de cette substance.

En 1996, on a importé au Canada 1 473 kg de disulfure de carbone sous forme de produit chimique spécial. Aucune autre importation n'a été signalée depuis (Environnement Canada, 1997c).

Les exportations canadiennes de disulfure de carbone ont atteint près de 1,2 kilotonne en 1996 (Environnement Canada, 1997c).

Près de 1,7 kilotonne de disulfure de carbone a été utilisée au Canada, en 1996, pour la fabrication des xanthates qui servent de réactifs de flottation pour le raffinage des minéraux (Environnement Canada, 1997c). Le disulfure de carbone sert également à la production d'additifs des boues de forage pour dissoudre les paraffines qui réduisent l'efficacité et les rendements des puits de pétrole et de gaz, ainsi qu'à la fabrication d'accélérateurs de la vulcanisation du caoutchouc utilisé dans la production de pneus (Camford Information Services, 1995). Le disulfure de carbone a également servi de matière active dans certains produits antiparasitaires, mais son homologation dans ces produits a été abrogée le 31 décembre 1984 (PMRA, 1997).

2.2.2 Sources et rejets

2.2.2.1 Sources naturelles

Le disulfure de carbone est rejeté dans l'environnement à partir d'une grande variété de sources naturelles. Ses sources biogènes les plus importantes sont les sols, les marécages et les régions côtières. L'action métabolique des bactéries du sol et des plantes pendant la saison de croissance constitue une des sources naturelles de cette substance. Les hausses du taux d'humidité, de la température, de la teneur en matières organiques du sol ainsi que de l'intensité lumineuse ont un effet direct sur l'augmentation du taux de production à partir du sol (Staubes et al. 1987). Cette source naturelle peut à elle seule produire chaque année jusqu'à 35 000 tonnes de disulfure de carbone dans l'environnement canadien (Environnement Canada, 1980). Caron et Kramer (1994) ont identifié plusieurs espèces d'algues d'eau douce qui produisent des quantités significatives de disulfure de carbone. Même si aucune estimation de l'importance de cette source sur la production naturelle totale n'a été faite, les concentrations médianes calculées pour diverses espèces d'algues variaient entre 93,8 et 268,4 ng de disulfure de carbone par litre de milieu de culture. Dans les cas où le minerai sulfuré subit une altération abiotique, on a mesuré des concentrations significatives de disulfure de carbone dans l'atmosphère à la surface ou près de la surface du sol. On estime que ce processus pourrait engendrer jusqu'à 2 280 tonnes de disulfure de carbone par année, à l'échelle mondiale (Stedman et al. 1984). Les feux de forêt et d'herbes et les volcans constituent par ailleurs des sources intermittentes de cette substance.

La proportion du disulfure de carbone mesurée dans l'environnement et qui provient de sources naturelles et anthropiques est très difficile à évaluer. Cette incertitude est due en grande partie aux différences qui existent dans les méthodes utilisées par divers chercheurs pour mesurer les rejets provenant de diverses sources naturelles. Le taux de rejet de disulfure de carbone provenant de sources naturelles dépend des variations climatiques et temporelles, contrairement aux rejets industriels qui risquent d'être plus constants. Selon les estimations les plus anciennes, les quantités totales de disulfure de carbone qui pénètrent annuellement dans l'environnement à l'échelle mondiale, à partir de sources naturelles, seraient quatre à cinq fois plus élevées que les rejets provenant des activités anthropiques ou industrielles (Turco et al. 1980; Khalil et Rasmussen, 1984; Steudler et Peterson, 1984). Plus récemment, Chin et Davis (1993) et Pham et al. (1995) ont élaboré des scénarios selon lesquels la majeure partie du disulfure de carbone pourrait provenir d'activités humaines, plutôt que de sources naturelles. Ils ont estimé que les émissions industrielles représenteraient la source principale de disulfure de carbone (58 %), que les océans en produiraient environ 34 % et que le reste proviendrait de sources terrestres.

Tableau 2 Résumé des principales sources anthropiques de rejets au Canada (INRP, 1996; Environnement Canada, 1997c)

Type de source	Nombre de sources	1996 : INRP (1996b) (tonnes/année)	1996 : Environnement Canada (1997c) (tonnes/année)
Transformation du gaz et du pétrole à grande échelle	10	2 465	1 991
Usines de papiers	1	-	1,5
Produits chimiques	5	-	1,6
Industries manufacturières	1	-	25,6

2.2.2.2 Sources anthropiques

Les données sur les quantités de disulfure de carbone rejetées dans l'environnement canadien par suite d'activités industrielles proviennent de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP, 1996b) et d'une enquête réalisée sous le régime de l'article 16 de la LCPE (Environnement Canada, 1997c). Ces données, résumées au tableau 2, indiquent que les rejets de disulfure de carbone provenant des sources industrielles canadiennes ont varié entre 2 120 et 2 465 tonnes en 1996. Ces quantités ont été presque entièrement rejetées dans l'atmosphère à partir de dix installations du secteur gazier : neuf situées en Alberta et une en Saskatchewan. Le total des rejets mesurés provenant de toutes les autres sources industrielles - y compris la fabrication commerciale, la distribution et l'utilisation du disulfure de carbone - est inférieur à 100 tonnes. Il n'y a pas eu de transfert de disulfure de carbone aux fins de l'élimination hors site; toutefois, une entreprise a indiqué que 0,5 tonne du produit avait été éliminée par injection en puits profond (Environnement Canada, 1997c).

Il existe en outre d'autres sources de rejets non déclarés, y compris celles des petites installations dont les rejets de disulfure de carbone sont inférieurs au seuil de déclaration de 1 000 kg par année. Les usines de gaz sulfureux et les puits de pétrole qui se débarrassent du gaz associé au pétrole brut extrait en le brûlant constituent un des groupes les plus importants de sources non déclarées (Strosher, 1996; AEUB, 1997). Il existe actuellement environ 10 500 de ces petites installations en activité en Alberta, et presque toutes produisent un certain volume de gaz associé. Environ 4 000 de ces installations éliminent ce gaz par torchage. Le volume total du gaz ainsi brûlé en Alberta pourrait atteindre jusqu'à 2 340 ´ 106 m³/année, et la concentration déclarée la plus élevée de disulfure de carbone mesurée à une de ces torches était de 482 mg/m³. Ainsi, le total des rejets de disulfure de carbone provenant de ces sources pourrait atteindre jusqu'à 1 128 tonnes (2 340 x 10⁶ m³ de gaz torché par année x 482 mg de disulfure de carbone/m³) (Strosher, 1996; AEUB, 1997).

2.3 Caractérisation de l'exposition

2.3.1 Devenir dans l'environnement

2.3.1.1 Atmosphère

Le disulfure de carbone rejeté dans l'air réagit principalement avec les radicaux hydroxyles (OH) par photo-oxydation, ainsi que par une voie secondaire faisant intervenir l'oxygène triplet (O(³P)). Compte tenu d'une concentration de radicaux hydroxyles de 5 x 10⁵ radicaux/cm³, on peut calculer une demi-vie d'environ 5,5 à 15 jours à partir de constantes de vitesse variant entre 1,1 x 10^-12 et 2,9 x 10^-12 cm³/molécule par seconde (BUA, 1993). Wine et al. (1981) ont pour leur part estimé que la photo-oxydation dans la troposphère donnait une demi-vie du disulfure de carbone dans l'atmosphère de 7 à 14 jours. Les produits de cette réaction comprennent le sulfure de carbonyle (COS) et le dioxyde de soufre (SO₂). Le sulfure de carbonyle a une durée de vie beaucoup plus longue (2 ans) que le disulfure de carbone dans l'atmosphère.

L'exposition du disulfure de carbone au rayonnement à des longueurs d'onde supérieures à 290 nm entraîne sa photolyse dans la troposphère. On a ainsi calculé que le disulfure de carbone pouvait persister jusqu'à 11 jours dans l'atmosphère (demi-vie de 7,7 jours), en présumant une exposition quotidienne au rayonnement solaire de 12 heures (Peyton et al. 1976). Wood et Heicklen (1971) ont démontré que la photolyse directe du disulfure de carbone à 313 nm donne des produits de réaction semblables à ceux de la photo-oxydation, c'est-à-dire, du monoxyde de carbone (CO), du sulfure de carbonyle, du dioxyde de soufre ainsi qu'un polymère non identifié. Les dépôts humides jouent probablement un rôle mineur dans l'élimination du disulfure de carbone atmosphérique puisque cette substance ne réagit que faiblement avec l'eau (Lovejoy, 1989).

La demi-vie du disulfure de carbone dans l'atmosphère, fondée sur sa réactivité mesurée par la modélisation ChemCAN4 de la fugacité en régime stable, est d'environ une semaine (voir la section 2.3.1.6) [DMER et AEL, 1996].

2.3.1.2 Eau

Compte tenu d'une constante de la loi de Henry de 1 748 Pa·m³/mole à 20 °C et d'une tension de vapeur de 48,2 kPa à 20 °C, le processus principal qui détermine le devenir du disulfure de carbone dans l'eau est la volatilisation, par laquelle on obtient une demi-vie variant entre 11 minutes dans l'eau (solution saturée) et 2,6 heures dans un modèle de cours d'eau (Peyton et al. 1976; Howard, 1989). Le disulfure de carbone résiste à l'hydrolyse dans l'eau à l'intérieur de la gamme de pH biologique (4-10), et donne une demi-vie à l'hydrolyse extrapolée à pH 9 de 1,1 année (Peyton et al. 1976). Son taux prévisible de biodégradation dans l'eau est négligeable, comparativement au taux de volatilisation à partir des eaux de surface (ATSDR, 1996). La demi-vie moyenne de dégradation utilisée pour la modélisation de la fugacité par DMER et AEL (1996) [voir la section 2.3.1.6], soit 5 500 heures (7,4 mois) était fondée sur l'estimation de la demi-vie de biodégradation fournie par Abrams et al. (1975).

2.3.1.3 Sédiments

Étant donné sa très faible affinité pour les substances organiques (coefficient de partage entre le carbone organique et l'eau [log K_ce] = 1,79), la proportion du disulfure de carbone qui passera aux sédiments par sorption ou qui y persistera sera vraisemblablement très faible. Une étude a laissé constater que le micro-organisme des sols et des sédiments Thiobacillus thiorapus (culture aérobie, incubation anaérobie) était capable de métaboliser le disulfure de carbone pour produire du sulfure de carbonyle et du sulfure d'hydrogène (Smith et Kelly, 1988). On peut ainsi s'attendre à une certaine biodégradation. La demi-vie moyenne estimée d'après la réactivité pour la modélisation de la fugacité (section 2.3.1.6), fondée sur l'estimation de la demi-vie de biodégradation obtenue par Abrams et al. (1975), était de 5 500 heures (7,4 mois).

2.3.1.4 Sols

Aucune estimation de la demi-vie du disulfure de carbone dans le sol n'a été relevée dans la documentation scientifique. On a obtenu une dégradation aérobie du disulfure de carbone à l'aide d'une souche de Thiobacillus thioparus. Ce micro-organisme particulier s'est montré capable de réaliser l'oxydation hydrolytique séquentielle du disulfure de carbone en sulfure de carbonyle et en sulfure d'hydrogène; tout le carbone a été rejeté sous forme de dioxide de carbone, et le sulfure a été oxydé en sulfate (Smith et Kelly, 1988). DMER et AEL (1996) ont utilisé une demi-vie moyenne de dégradation de 5 500 heures pour leur modélisation de la fugacité (voir la section 2.3.1.6), en utilisant l'estimation de la demi-vie de biodégradation obtenue par Abrams et al. (1975). Dans l'environnement naturel, le disulfure de carbone est très mobile dans le sol (log K_ce = 1,79) et se volatilise rapidement, de sorte qu'il risque peu d'y persister assez longtemps pour faire l'objet d'une biodégradation importante.

2.3.1.5 Biote

Compte tenu de son faible coefficient de partage entre l'octanol et l'eau (log K_oe = 2,14) et de sa métabolisation rapide dans la plupart des animaux (Beauchamp et al. 1983), on prévoit que la bioaccumulation ou la bioamplification du disulfure de carbone dans le biote sera faible ou nulle.

2.3.1.6 Distribution dans l'environnement

La modélisation de la fugacité a servi à caractériser les principales réactions, les voies de transfert et d'advection (sortie d'un système) et la répartition d'ensemble du disulfure de carbone dans l'environnement (DMER et AEL, 1996). On a utilisé un modèle EQC non équilibré en régime stable (modèle de la fugacité de niveau III) selon les méthodes mises au point par Mackay (1991) et Mackay et Paterson (1991). Les valeurs des paramètres d'entrée étaient les suivantes : poids moléculaire, 76,1 g/mole; solubilité dans l'eau, 2 100 mg/L; tension de vapeur, 48 210 Pa; log K_oe, 2,14; constante de la loi de Henry, 1 748 Pa·m³/mole; demi-vie dans l'air, 170 heures; demi-vie dans l'eau, le sol et les sédiments, 5 500 heures. La modélisation a utilisé un taux d'émission par défaut présumé de 1 000 kg/h dans une région de 100 000 km², comportant une masse d'eau de surface (20 m de profondeur) de 10 000 km². L'épaisseur de l'atmosphère a été établie à 1 000 m. On a présumé que les sédiments et les sols présentaient une teneur en carbone organique de 4 et 2 % à une profondeur de 1 et de 10 cm respectivement. La distribution estimée en pourcentage obtenue à l'aide de ce modèle est indépendante du taux d'émission présumé au départ.

Cette modélisation porte à conclure que le disulfure de carbone se comporte différemment selon le type de milieu dans lequel il aboutit. Par exemple, s'il est rejeté dans l'atmosphère, c'est dans ce milieu qu'on le retrouvera surtout (99,8 %); lorsqu'il est rejeté dans le sol, la fraction qui se retrouve dans l'air est réduite à 73 % et le reste persiste principalement dans le sol. Lorsqu'il est rejeté dans l'eau, c'est dans ce milieu qu'on le retrouvera surtout (85 %), le reste passant dans l'air (15 %) [DMER et AEL, 1996]. Ainsi, si ces prévisions portent à croire que le disulfure de carbone n'a pas beaucoup tendance à passer d'un milieu à l'autre lorsqu'il est rejeté dans l'air, les rejets dans le sol et (dans une moindre mesure) dans l'eau pourront aboutir à un transfert important du disulfure de carbone dans l'atmosphère.

Si l'on possède des données fiables sur les quantités rejetées, il est possible de déterminer les concentrations moyennes dans l'environnement d'une région donnée du Canada à l'aide de modèles. C'est ce qu'on a réalisé à partir d'un modèle de la fugacité de niveau III ChemCAN4, qui utilise en guise d'hypothèses de départ les dimensions et les paramètres environnementaux de diverses régions contiguës du Canada. La région modélisée était le sud de l'Alberta : c'est là que les rejets totaux sont les plus importants et c'est la seule région du Canada pour laquelle on possède des données de surveillance obtenues à l'écart des sources ponctuelles (voir la section 2.3.2.1). Les propriétés chimiques et les taux de dégradation étaient les mêmes que ceux utilisés avec le modèle EQC décrit ci-dessus. À partir des volumes de disulfure de carbone d'origine industrielle rejetés exclusivement dans l'air et établis à 1 861 tonnes dans l'Inventaire national des rejets de polluants pour 1995 (INRP, 1996a), la modélisation de la fugacité de niveau III a prédit des concentrations approximatives de disulfure de carbone de 1,1 x 10^-2 µg/m³ dans l'air ambiant, 2 x 10^-5 µg/L dans l'eau, 5 x 10^-8 µg/g dans le sol, 4 x 10^-7 µg/g dans les plantes terrestres et 3 x 10^-7 µg/g dans les animaux terrestres. Ces valeurs sont vraisemblablement inférieures aux concentrations réelles dans cette région, toutefois, puisque les rejets provenant de sources naturelles et d'apports d'advection de l'extérieur de la région n'ont pas été pris en compte.

2.3.2 Concentrations dans l'environnement

Il existe très peu de données sur les concentrations de disulfure de carbone dans l'environnement. Cette situation reflète, dans une très large mesure, l'utilisation répandue de cette substance en guise de solvant de désorption dans les méthodes classiques d'échantillonnage et d'analyse d'autres composés organiques volatils (COV). En outre, le disulfure de carbone présente une très forte affinité pour le carbone activé, communément utilisé pour capter les COV, ce qui explique les faibles taux de récupération. Il existe des méthodes sensibles et spécifiques de contrôle du disulfure de carbone dans l'environnement (voir, par exemple, Phillips, 1992), mais ces méthodes n'ont pas été largement utilisées.

2.3.2.1 Air ambiant (extérieur)

Les données canadiennes les plus complètes sur les concentrations de disulfure de carbone dans l'air ambiant proviennent du Programme de recherche sur les dépôts acides de l'industrie et du gouvernement de l'Alberta, dans le cadre duquel un certain nombre de substances présentes dans l'air ambiant ont été mesurées de façon continue sur une période de deux ans à un site éloigné et dans deux sites situés au voisinage d'une usine de transformation du gaz sulfureux (le disulfure de carbone est une composante mineure des déchets gazeux produits lors de la fabrication du gaz sulfureux). Le disulfure de carbone n'a pas été détecté dans la majorité des échantillons provenant des trois sites (p. ex., dans 85 à 90 % des échantillons provenant du site éloigné), mais il a été détecté un peu plus fréquemment aux sites de production de gaz sulfureux. Selon les données complètes provenant de dosages par chromatographie classique en phase gazeuse et les données limitées recueillies au cours d'une période d'échantillonnage de huit minutes à l'aide d'une technique sensible de cryoconcentration, les teneurs moyenne et maximale seront plus élevées aux sites situés près de l'usine de gaz sulfureux (0,61 et 88 µg/m³ respectivement, au site situé en amont, et 1,40 et 156 µg/m³ respectivement au site situé en aval) qu'au site éloigné (0,51 et 12,5 µg/m³ respectivement) (Legge et al. 1990a, 1990b).

À l'aide d'un modèle de la dispersion du panache à trois vues ISC, The (1998) a étudié la dispersion locale dans l'air afin de prévoir la concentration atmosphérique de disulfure de carbone en aval d'une autre usine de transformation du gaz. On signalait pour cette seule source des rejets totalisant 1 287 tonnes en 1995, soit la quantité la plus grande relevée pour le Canada au cours de cette année (INRP, 1996a). Les concentrations maximales dans l'air ambiant qui ont été estimées par le modèle de dispersion sont présentées au tableau 3. L'examen de ce tableau permet de constater que la concentration la plus élevée de la substance calculée dans l'air à 1 km en aval (moyenne sur une heure) était d'environ 114 µg/m³. La concentration maximale moyenne au niveau du sol sur 24 heures, à 10 km en aval, était de 14,3 µg/m³.

Les résultats d'autres études de modélisation portent à conclure que les concentrations mesurées près de sources moins importantes de gaz sulfureux sont moindres que celles mesurées près des sources plus importantes. En utilisant les concentrations mesurées de disulfure de carbone dans les gaz de torchage des usines de gaz sulfureux du centre de l'Alberta et la mod élisation de la dispersion du panache, Strosher (1996) a calculé une concentration maximale au niveau du sol de 2,02 µg/m³ pour la moyenne quotidienne, et de 0,16 µg/m³ pour la moyenne annuelle.

Tableau 3 Concentrations maximales moyennes dans l'atmosphère, dérivées des prévisions du modèle ISC 3 (The, 1998)

Emplacement des récepteurs	Période d'établissement de la moyenne	Concentration maximale (µg/m3)
10 km	1 an	0,8
10 km	24 heures	14,3
10 km	1 heure	113,6
1 km	1 an	0,4
1 km	1 heure	114,3

Les concentrations mesurées de disulfure de carbone étaient également élevées au site de la Prospec Chemicals de Fort Saskatchewan (Alberta), qui utilise cette substance sur place pour la production de xanthates. Les contrôles de l'air ambiant effectués à l'extérieur des limites de la propriété (au point d'impact prévu par la modélisation de la dispersion) au cours de l'été 1997 ont donné des concentrations moyennes mensuelles variant de 3 à 6 µg/m³, et des concentrations horaires maximales variant entre 56 et 100 µg/m³ (Fu, 1997; Weiss, 1998).

2.3.2.2 Air intérieur

Les concentrations de disulfure de carbone dans l'air intérieur mesurées lors d'une étude très limitée réalisée à New York, (9 échantillons) n'étaient pas significativement plus élevées (moyenne de 0,63 µg/m³) que la concentration moyenne de six échantillons d'air extérieur (0,30 µg/m³) [Phillips, 1992].

2.3.2.3 Eaux de surface et eaux souterraines

Les données sur les concentrations de disulfure de carbone dans l'eau de surface au Canada proviennent uniquement du sud de l'Ontario. Les concentrations naturelles mesurées dans des sites éloignés de l'Ontario, d'origine principalement biogène, varient d'environ 0,005 à 0,4 µg/L (Caron et Kramer, 1994). On a mesuré une concentration médiane de 0,4 µg/L et une concentration maximale de 3,9 µg/L dans le lac Ontario, en 1981 (Kaiser et al. 1983). Les chercheurs considèrent que les concentrations inférieures mesurées dans le lac étaient probablement dues à une activité biogène, tandis que les concentrations élevées découlaient principalement du voisinage de zones urbaines/industrielles (Scott, 1998). La concentration la plus élevée mesurée dans l'eau de surface au Canada, 25,0 µg/L, était due à la présence d'une usine de produits chimiques située à Thompson Creek, dans la région de Niagara, qui a depuis fermé ses portes (Kaiser et Comba, 1983).

Dans l'eau de mer, Lovelock (1974) a mesuré des concentrations de 0,52 et de 0,78 ng/L dans l'océan Atlantique, au large de la côte irlandaise, et de 5,4 ng/L dans une baie d'eau stagnante près de l'Irlande. Leck et Rodhe (1991) ont mesuré des concentrations de disulfure de carbone variant entre 0,83 et 1,18 ng/L dans l'eau de la mer Baltique et de la mer du Nord. Kim et Andreae (1987) ont mesuré des concentrations de disulfure de carbone variant entre 0,01 et 4,6 ng/L dans les eaux de surface de l'Atlantique Nord.

2.3.2.4 Eau potable

Il n'existe que très peu de données sur les concentrations de disulfure de carbone dans les sources canadiennes d'eau potable. Au cours d'une étude réalisée en 1982-1983 sur des échantillons d'eau brute et d'eau traitée provenant de dix municipalités ontariennes, de faibles concentrations de disulfure de carbone ont fréquemment été détectées dans les échantillons prélevés au printemps, en été et en hiver. Les concentrations mesurées sur l'ensemble des trois saisons variaient d'un niveau indétectable à des traces dans la plupart des villes, entre des niveaux indétectables et 0,2 µg/L à Cornwall, et entre des niveaux indétectables et 0,3 µg/L à Hamilton (Otson, 1987, 1996). Aucune autre source de données canadiennes n'a été relevée.

2.3.2.5 Sédiments et sols

Les données disponibles sur les concentrations de disulfure de carbone dans le sol sont passablement limitées. Au cours d'une étude réalisée de 1985 à 1986 dans des sites situés au voisinage d'une raffinerie pétrochimique de l'ouest de Toronto (Ontario), on a détecté du disulfure de carbone dans un des cinq sites de Port Credit (0,000 11 µg/g), mais à aucun des six sites de Oakville/Burlington (Golder Associates, 1987). Le rapport de cette étude résumait également les résultats d'une étude réalisée en 1987 sur les composés organiques des sols au voisinage des mêmes municipalités, au cours de laquelle on a détecté du disulfure de carbone dans trois des 30 sites résidentiels urbains ainsi que dans des sites de parcs à Port Credit, Oakville et Burlington, à des concentrations de 0,10, 0,10 et 0,14 µg/g respectivement (Golder Associates, 1987). Toutefois, la validité de ces derniers résultats est incertaine puisque les concentrations indiquées étaient proches de la limite de détection de la méthode utilisée (0,10 µg/g), et que les valeurs n'étaient pas corrigées pour tenir compte de la contamination observée lors de l'essai à blanc.

En 1988, on a détecté du disulfure de carbone dans des sédiments en suspension prélevés dans le lac Ontario, près de Burlington, et dans le lac Harp, près de Huntsville (Ontario). Caron et Kramer (1994), en utilisant une méthode de chromatographie en phase gazeuse spécifique pour le soufre, ont détecté 5,9 ng/L de disulfure de carbone dans les sédiments du lac Ontario, et 9,7 ng/L dans les sédiments du lac Harp.

Aucune autre source de données canadiennes quantitatives n'a été relevée.

2.3.2.6 Biote

On n'a pas trouvé d'information dans la documentation scientifique sur les concentrations de disulfure de carbone présentes dans le biote au Canada.

2.3.2.7 Aliments

On n'a pas trouvé d'information concernant les concentrations de disulfure de carbone présentes dans les aliments au Canada. Cette substance était antérieurement homologuée pour la fumigation des céréales entreposées, mais cette homologation a été abrogée en 1984. Il n'existe actuellement aucune utilisation homologuée du disulfure de carbone dans les aliments au Canada (Warfield, 1996). Le disulfure de carbone se forme dans les plantes et le sol lors du métabolisme de certains pesticides, notamment les dithiocarbamates. Le disulfure de carbone est également un métabolite produit par les plantes à partir des composés sulfurés présents dans la nature (section 2.2.2.1). Toutefois, on n'a pas trouvé d'information permettant de caractériser les risques d'exposition au disulfure de carbone provenant de ces sources au Canada (Ballantine, 1998).

Les résultats d'un certain nombre d'études sur les aliments réalisées aux États-Unis et au cours desquelles on a mesuré les concentrations de disulfure de carbone ont été publiés (Heikes et Hopper, 1986; Daft, 1987, 1988, 1989; Heikes, 1987). Toutefois, l'utilité de ces études pour la caractérisation de l'exposition au disulfure de carbone contenu dans les aliments au Canada a été jugée limitée puisqu'elles semblent avoir été réalisées avant qu'on interdise l'utilisation du disulfure de carbone pour la fumigation des céréales, ou avoir été fondées sur des méthodes trop peu sensibles.

2.3.2.8 Produits de consommation

La fumée de tabac contient toute une gamme de composés sulfurés. Horton et Guerin (1974) ont analysé la fumée principale de sept échantillons de cigarettes commerciales et expérimentales, d'un cigare et d'une cigarette de marijuana. Ils ont indiqué que chacun de ces produits émettait environ 2 µg de disulfure de carbone par cigarette/cigare.

2.3.3 Tissus et fluides humains

On n'a pas trouvé d'information sur les concentrations de disulfure de carbone présentes dans les produits biologiques provenant de la population générale canadienne. Toutefois, on a mesuré des concentrations de l'ordre de la partie par milliard de disulfure de carbone ou de son métabolite, l'acide 2-thiothiazolidine-4-carboxylique (TTCA), dans la presque totalité des échantillons d'haleine, de sang, d'urine ou de lait maternisé prélevés dans d'autres pays, chez des sujets n'ayant subi aucune exposition professionnelle connue (Pellizzari et al. 1982; Phillips, 1992; Brugnone et al. 1994). Ces résultats tendent à confirmer les données portant sur les concentrations présentes dans l'environnement et selon lesquelles les humains seraient exposés au disulfure de carbone. Il convient toutefois de noter qu'une partie au moins du disulfure de carbone ou du TTCA aurait pu provenir d'une exposition à d'autres substances chimiques dont ils sont les métabolites comme les fongicides à base de disulfirame, de captane ou de dithiocarbamate, et que le TTCA est présent à l'état naturel dans les légumes appartenant à la famille du chou (Simon et al. 1994, et références citées dans cet ouvrage).

2.4 Caractérisation des effets

2.4.1 Écotoxicologie

La toxicité du disulfure de carbone varie d'une espèce à l'autre. Chez les micro-organismes, il peut perturber le métabolisme général des espèces nitrifiantes ou les réactions oxydatives primaires. Chez les organismes supérieurs, il semble que les réactions métaboliques empruntent deux voies distinctes : il peut former des dithiocarbamates chélateurs des métaux, ou former du soufre élémentaire pendant la désulfuration oxydative dans le foie (Beauchamp et al. 1983). La toxicité aiguë est principalement limitée aux effets neurotoxiques.

Les sections suivantes présentent un résumé des résultats finaux les plus sensibles obtenus avec des organismes terrestres et aquatiques. On trouvera des descriptions plus complètes des effets environnementaux observés dans Environnement Canada (1999a).

2.4.1.1 Organismes terrestres

Les mammifères semblent présenter une tolérance relativement élevée à l'exposition aiguë ou à court terme au disulfure de carbone (Crookes et al. 1993). Aucune information sur les effets de cette substance sur les mammifères sauvages n'a été relevée dans la documentation scientifique, mais des études approfondies ont été réalisées sur des mammifères de laboratoire. Dans un essai d'inhalation dynamique réalisé sur des souris, on a mesuré une CL₅₀ d'environ 220 ppm (690 mg/m³) pour une exposition d'une heure aux vapeurs de disulfure de carbone (Gibson et Roberts, 1972). Il s'agit là de l'étude la plus sensible relevée dans la documentation scientifique (voir la section 2.4.4.1).

Taylor et Selvidge (1984) ont étudié les effets du disulfure de carbone gazeux sur le haricot (Phaseolus vulgaris) dans un système fermé avec trois répétitions et n'ont relevé aucun effet sur la transpiration ni sur la photosynthèse aux concentrations testées (0,42 x 10⁶ à 5,6 x 10⁶ µg/m³ pendant 6 heures). Ils n'ont observé aucune détérioration visible à la concentration unique utilisée pour tester cet effet (1,0 x 10⁷ µg/m³). Dans une étude antérieure visant à évaluer le flux du disulfure de carbone et d'autres gaz de la surface vers l'intérieur des feuilles, Taylor et al. (1983) ont observé que le disulfure de carbone présentait le flux le moins rapide de tous les gaz sulfureux réduits testés, dans les trois espèces végétales expérimentales utilisées. Cette observation pourrait expliquer en partie la toxicité relativement faible du disulfure de carbone comparativement à celle des autres gaz sulfureux, puisque le flux à l'intérieur des feuilles est le facteur déterminant principal de l'aptitude d'un composé à endommager les feuilles.

Il existe peu d'autres études réalisées sur des plantes dans la documentation scientifique; toutefois, deux chercheurs ont étudié les effets de la fumigation au disulfure de carbone sur les semences (Kamel et al. 1975; Verma, 1991). L'espèce qui s'est montrée la plus sensible à cet égard était la variété Giza 135 du blé. Les semences dont la teneur en humidité était de 15 % ont subi une réduction de 55 % du taux de germination après avoir été exposées à une concentration de disulfure de carbone de 5,05 x 10⁸ µg/m³ (Kamel et al. 1975). En général, les semences dont la teneur en humidité était la plus élevée étaient également les plus sensibles. Globalement, il semble qu'une exposition de 24 heures à une concentration de disulfure de carbone de 2,53 x 10⁸ µg/m³ pourrait être jugée sans danger pour des semences de blé dont la teneur en humidité ne dépasserait pas 15 %.

On a observé que la fumigation au disulfure de carbone influe avec des degrés de toxicité variables sur l'ensemble des stades du cycle biologique des invertébrés (Crookes et al. 1993). Le test le plus sensible a donné une valeur de la CL₅₀ de 1,1 x 10⁶ µg/m³ pour une exposition de sept jours chez l'acarien Lepidoglyphus destructor (Barker, 1982). Le tableau A.3 de l'étude d'Environnement Canada (1999a) présente les résultats d'autres études réalisées sur des invertébrés.

Une étude de cinq jours portant sur les effets du disulfure de carbone sur la nitrification de l'ammonium dans des échantillons de sol placés dans des contenants hermétiques a permis d'observer l'inhibition presque complète de la nitrification à des concentrations nominales d'à peine 0,5 µg/g (Bremner et Bundy, 1974). La signification écologique de ce résultat est incertaine, toutefois, puisque les concentrations dans les sols expérimentaux n'ont pas été mesurées et que les effets observés ont presque disparu lorsque la durée des tests a été portée à 14 jours.

2.4.1.2 Organismes aquatiques

Van Leeuwen et al. (1985) ont étudié les effets toxiques du disulfure de carbone sur une gamme d'espèces aquatiques allant des algues au guppy (Poecilia reticulata) en milieux conditionnés dans un contenant hermétique visant à éviter les pertes dues à l'évaporation. Le crustacé Daphnia magna s'est avéré l'espèce la plus sensible avec une valeur de la CL₅₀ après 48 heures de 2,1 mg/L dans un test réalisé conformément au protocole 202 de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE). Des concentrations plus élevées, c'est-à-dire égales ou supérieures à 3 mg/L, ont entraîné une réduction du taux d'éclosion et influé sur le développement de l'embryon, provoquant notamment des difformités de la notocorde chez la grenouille Microhyla ornata (Ghate, 1985). Le plus sensible des poissons étudiés était le guppy, avec une valeur de la CL₅₀ de 4 mg/L pour une exposition de 96 heures (Van Leeuwen et al. 1985). La CE50 fondée sur l'inhibition de la croissance chez l'algue verte Chlorella pyrenoidosa pour une exposition de 96 heures était de 21 mg/L (Van Leeuwen et al. 1985). Le tableau A.3 de l'étude d'Environnement Canada (1999a) présente d'autres résultats de ces expériences.

2.4.2 Effets atmosphériques abiotiques

On a calculé l'éventuelle contribution du disulfure de carbone à la destruction de l'ozone stratosphérique, à la formation d'ozone troposphérique ou aux changements climatiques (Bunce, 1996).

Comme le disulfure de carbone est une substance non halogénée, son potentiel de destruction de l'ozone (PDO) est nul et il ne contribuera donc pas à la destruction de l'ozone stratosphérique (Bunce, 1996).

On a estimé que le potentiel de création d'ozone photochimique (PCOP) du disulfure de carbone était de 35 (éthène = 100), à l'aide de la formule suivante :

PCOP = (k_{disulfure de carbone/}/k_éthène) x (M_éthène/M_{disulfure de carbone}) x 100

où :

• k_{disulfure de carbone/} est une estimation p rudente
  de la constante de vitesse de la réaction du disulfure de carbone avec les radicaux OH (8,0 x 10_-12 cm³/mole/sec.),
• k_éthène, la constante de vitesse de la réaction de l'éthène avec les radicaux OH (8,5 x 10_-12 cm³/mole/sec.),
• M_éthène, le poids moléculaire de l'éthène (28 g/mole) et
• M_{disulfure de carbone}, le poids moléculaire du disulfure de carbone (76,1 g/mole).

Même si la valeur mesurée du PCOP est relativement élevée, l'ampleur des effets du disulfure de carbone dépendra de sa concentration dans l'atmosphère. Sauf à proximité des sources ponctuelles importantes, les concentrations moyennes annuelles de disulfure de carbone dans l'air ambiant sont faibles, comparativement aux concentrations annuelles typiques signalées par Dann et Summers (1997) pour les composés organiques volatils présentant des valeurs similaires du PCOP et qui contribuent le plus à la création d'ozone troposphérique. En conséquence, la contribution du disulfure de carbone à la formation d'ozone troposphérique est jugée négligeable.

Les gaz responsables des changements climatiques absorbent le rayonnement infrarouge dans les longueurs d'onde comprises entre 7 et 13 µm, ce qui leur permet d'emprisonner et d'émettre à nouveau le rayonnement thermique terrestre (Wang et al. 1976; Ramanathan et al. 1985). On a calculé, selon le scénario le plus pessimiste, l'éventuelle contribution du disulfure de carbone aux changements climatiques (Bunce, 1996). Il n'existe pas de données quantitatives sur l'absorption du rayonnement infrarouge par cette substance. En conséquence, selon le scénario le plus pessimiste, on a attribué à cette substance le même pouvoir d'absorption qu'un composé de référence (CFC-11). Le potentiel de réchauffement planétaire (PRP) du disulfure de carbone, par rapport à celui du composé de référence (CFC-11) dont le PRP est de 1, s'est révélé être de 0,001 selon le calcul effectué à l'aide de la formule suivante (Bunce, 1996) :

PRP = (t_{disulfure de carbone/}t_CFC-11) x (M_CFC-11/M_{disulfure de carbone}) x
(S_{disulfure de carbone}/SCFC-11)

où :

• t_{disulfure de carbone} est la durée de vie du disulfure de carbone (10 jours),
• t_CFC-11, la durée de vie du CFC-11 (60 ans),
• M_CFC-11, le poids moléculaire du CFC-11 (137,5 g/mole),
• M_{disulfure de carbone}, le poids moléculaire du disulfure de carbone (76,1 g/mole),
• S_{disulfure de carbone}, l'intensité de l'absorption du disulfure de carbone dans l'infrarouge (valeur par défaut : 2 389/cm².atm^-1) et
• S_CFC-11, l'intensité de l'absorption du CFC-11
  dans l'infrarouge (2 389/cm².atm^-1).

Comme cette estimation est inférieure à 1 % du PRP du composé de référence, on en conclut que le disulfure de carbone ne risque pas de contribuer aux changements climatiques (Bunce, 1996).

Le disulfure de carbone pourrait également avoir une incidence indirecte sur les changements climatiques et la destruction de l'ozone stratosphérique par l'intermédiaire de son principal produit de transformation atmosphérique, le sulfure de carbonyle, mais cette incidence est jugée faible (Environnement Canada, 1999a).

2.4.3 Humains

Étant donné le caractère relativement exhaustif des bases de données portant sur les effets du disulfure de carbone chez les humains, on a privilégié l'utilisation des données épidémiologiques pour la caractérisation des risques liés à l'exposition des humains à cette substance; les informations provenant d'études réalisées sur des animaux ont principalement servi à évaluer la plausibilité biologique des données et à élucider le mode d'action du disulfure de carbone chez les humains.

2.4.3.1 Toxicité aiguë

On a signalé, dans un certain nombre de rapports antérieurs décrivant un empoisonnement par exposition pulmonaire à 500-1 000 ppm (1 560-3 125 mg/m³) de disulfure de carbone, une gamme de perturbations psychiatriques; on indique que des concentrations d'environ 5 000 ppm (15 625 mg/m³) ont entraîné une dépression du système nerveux central, le coma, la paralysie respiratoire et la mort. Plusieurs rapports relèvent également que l'ingestion d'environ 18 g de la substance a causé l'apparition de symptômes neurologiques, d'une cyanose, d'un affaissement des vaisseaux sanguins périphériques et d'une hypothermie, suivis du décès causé par la dépression du système nerveux central et par la paralysie respiratoire, au bout de quelques heures (HSE, 1981).

2.4.3.2 Effets de l'exposition à long terme

La majorité des études épidémiologiques disponibles ont été réalisées sur des travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose, qui sont exposés à des concentrations atmosphériques de disulfure de carbone accompagnées de concentrations plus faibles de sulfure d'hydrogène, à diverses étapes du processus de fabrication des filaments de rayonne de viscose. La discussion présentée ci-dessous est principalement limitée aux études qui ont fourni des informations sur les concentrations liées aux effets observés dans la population étudiée.

2.4.3.2.1 Effets sur le système nerveux

Plusieurs études transversales effectuées sur des travailleurs exposés au disulfure de carbone dans l'industrie de la rayonne de viscose ont relevé des effets neurophysiologiques de cette substance sur les systèmes nerveux périphérique et central, ainsi que des effets comportementaux et neuropathologiques. Les observations les plus fréquentes portent sur les effets observés sur le système nerveux périphérique, lesquels se caractérisent le plus souvent par une réduction de la vitesse de conduction nerveuse des nerfs moteurs et, dans certains cas, des nerfs sensoriels, et qui est généralement plus prononcée dans les portions distales (p. ex., dans les membres inférieurs).

Une étude neurophysiologique réalisée antérieurement en Finlande sur des travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose exposés à long terme au disulfure de carbone et au sulfure d'hydrogène à raison de 31-94 mg/m³ (et à des teneurs maximales et historiques plus élevées) comparés à des travailleurs non exposés de l'industrie du papier (Seppäläinen et Tolonen, 1974) vient confirmer ces résultats. Chez les travailleurs exposés considérés globalement, on a observé des réductions significatives de la vitesse de conduction de l'influx nerveux moteur dans les nerfs péroniers profonds, tibiaux postérieurs et cubitaux, et de la vitesse de conduction des fibres motrices lentes des nerfs péroniers profonds et cubitaux. Des résultats comparables ont été obtenus chez les travailleurs dont l'exposition était actuelle et chez ceux dont l'exposition remontait à un certain nombre d'années.

Une autre étude réalisée avec soin auprès de travailleurs masculins de race blanche dans une usine américaine de rayonne de viscose a également permis d'établir un lien entre de faibles taux d'exposition au disulfure de carbone et des effets sur la vitesse de conduction nerveuse périphérique (Johnson et al. 1983). Après l'exclusion des données sur des travailleurs exposés à de possibles conditions ou concentrations neurotoxiques et la rectification des données en fonction de l'âge, on a relevé chez les travailleurs exposés une baisse significative de la vitesse de conduction maximale des influx nerveux moteurs et du taux d'amplitude du potentiel d'action musculaire par suite de la stimulation du nerf péronier, et une réduction de la vitesse de conduction maximale de l'influx nerveux sensoriel et une augmentation de l'amplitude discrète du potentiel d'action du nerf sural. Ces différences ont été observées principalement chez les travailleurs qui étaient exposés aux concentrations les plus élevées au moment de l'étude, avec des médianes dans l'air de 24 mg/m³, mais les vitesses de conduction mesurées pour les deux nerfs étaient légèrement inférieures chez les travailleurs exposés à des concentrations modérées (médiane de 13 mg/m³) et faibles (médiane de 3 mg/m³). Selon les échantillons prélevés dans le milieu, ces taux d'exposition étaient les mêmes depuis plus de 20 ans. Contrairement aux résultats obtenus pour les nerfs des membres inférieurs (jambes), aucune des variables neurophysiologiques mesurées dans le nerf cubital n'était liée à l'exposition au disulfure de carbone. Des tests comportementaux réalisés sur cette population de travailleurs n'ont laissé observer aucune différence significative au niveau psychologique, psychomoteur, cognitif-perceptif ou visuel, même si la fréquence des symptômes de problèmes neurocomportementaux était significativement plus élevée chez les travailleurs exposés (Putz-Anderson et al. 1983).

Une autre étude où les taux d'exposition étaient bien caractérisés a laissé constater des baisses significatives de la vitesse de conduction de l'influx nerveux moteur dans le nerf péronier, après ajustement pour tenir compte des facteur s confusionnels (âge, poids, taille, tolérance au glucose et consommation de tabac et d'alcool), chez des travailleurs exposés au disulfure de carbone (médiane de 13 mg/m³) dans l'air ambiant, ainsi qu'une réduction de la vitesse de conduction de l'influx nerveux sensoriel dans le nerf sural chez les travailleurs des départements où l'exposition était élevée, comparativement à ceux de départements à taux d'exposition plus faibles (Reinhardt et al. 1997a). Les chercheurs ont mis en doute le caractère significatif de ces résultats en s'appuyant principalement sur l'absence d'effet sur les autres paramètres neurophysiologiques et sur l'absence d'un rapport significatif entre la dose et la réaction chez les travailleurs exposés. Toutefois, on juge que les changements observés par Reinhardt et al. (1997a) trahissent un effet lié à l'exposition au disulfure de carbone. Alors que ces chercheurs soutiennent que la réduction de la vitesse de conduction des nerfs moteurs devrait être précédée d'une baisse de l'amplitude du potentiel d'action et d'une période de latence prolongée de la motricité distale, on relève que les réductions observées de la vitesse de conduction des mêmes nerfs ne s'est pas accompagnée d'une modification de ces paramètres neurophysiologiques dans l'étude réalisée par Johnson et al. (1983); cette situation s'explique par le fait que le disulfure de carbone influe spécifiquement sur l'axone. Par ailleurs, la nature équivoque des résultats obtenus pour le nerf sural est conforme à la tendance générale d'une sensibilité accrue des axones les plus longs et les plus gros aux effets neurotoxiques du disulfure de carbone chez les humains et chez les animaux exposés (section 2.4.4.2.1). Finalement, même s'il n'existait pas de rapport dose-réponse chez les travailleurs exposés, un tel rapport significatif a été observé lorsque les travailleurs témoins ont été inclus dans l'analyse.

Les résultats de plusieurs autres études confirment que l'exposition au disulfure de carbone à des concentrations moyennes variant entre 15 et moins de 30 mg/m³ entraîne une réduction de la vitesse de conduction des nerfs moteurs et sensoriels périphériques, plus fréquente dans les membres postérieurs, même si dans la plupart de ces études, les taux d'exposition n'ont pas été bien caractérisés (Vasilescu et Florescu, 1980; Sandrini et al. 1983; Hirata et al. 1996; Takebayashi et al. 1998).

Une autre étude de faible envergure réalisée auprès de travailleurs italiens de l'industrie de la rayonne de viscose exposés à des concentrations légèrement plus faibles de disulfure de carbone (en général, moins de 10 mg/m³) a laissé voir peu d'effets sur le système nerveux périphérique (Cirla et Graziano, 1981). Dans cette étude, la vitesse de conduction motrice du nerf péronier n'a donné lieu à aucune baisse significative chez les travailleurs exposés, comparativement aux témoins convenablement appariés. Selon les résultats de l'électromyographie et des examens neurologiques, cinq des 50 sujets exposés laissaient constater une anomalie du nerf périphérique, comparativement à deux seulement des sujets témoins. Les tests neuropsychologiques de l'intelligence, de la performance et de la mémoire réalisés sur la moitié des sujets n'ont montré aucune différence significative entre les sujets expérimentaux et les témoins.

Dans plusieurs études réalisées avec des taux d'exposition sensiblement plus élevés, les effets observés sur le système nerveux périphérique ont été plus prononcés et se sont traduits par une réduction de la vitesse de conduction nerveuse d'une gamme plus vaste de nerfs moteurs et sensoriels (y compris ceux des membres antérieurs) et par des changements observés dans d'autres variables neurophysiologiques périphériques (Gilioli et al. 1978; Ruijten et al. 1993; Chu et al. 1995; Vanhoorne et al. 1995). D'autres tests réalisés sur des sous-échantillons de cette étude ont laissé constater l'existence d'un rapport dose-réponse, la réduction de la vitesse de conduction motrice du nerf péronier chez les travailleurs exposés étant liée aux concentrations utilisées (Gilioli et al. 1978; Vanhoorne et al. 1995), ou plus prononcée chez les travailleurs dont les tâches présentaient un risque plus élevé d'exposition grave au disulfure de carbone (Chu et al. 1995).

Chu et al. (1996) ont présenté les résultats histopathologiques d'une étude réalisée auprès de travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose exposés à une concentration moyenne, pondérée dans le temps, de 125 à 209 mg/m³, prenant la forme de signes cliniques et neurophysiologiques d'une neuropathie périphérique. Les résultats de la biopsie du nerf sural ont révélé des changements ultrastructuraux semblables à ceux observés dans le système nerveux périphérique d'animaux exposés au disulfure de carbone (dégénérescence axonique et désorganisation des neurofilaments) (voir la section 2.4.4.2.1).

Dans quatre études différentes, des travailleurs exposés à long terme à des concentrations de disulfure de carbone variant de 30 à 90 mg/m³ (et à des expositions historiques souvent plus élevées) ont obtenu des résultats sensiblement plus faibles que des travailleurs non exposés dans une gamme de tests neurocomportementaux, et notamment lors de tests psychomoteurs de la rapidité motrice et de la dextérité (Hänninen, 1971; Cassitto et al. 1978; Hänninen et al. 1978; De Fruyt et al. 1998). Les preuves de l'existence d'un lien entre de tels effets et de faibles concentrations de disulfure de carbone sont contradictoires. Les résultats de tests neurocomportementaux approfondis réalisés auprès de travailleurs exposés à des concentrations semblables ou légèrement plus élevées de disulfure de carbone, dans le cadre de plusieurs études décrites avec soin (Cirla et Graziano, 1981; Putz-Anderson et al. 1983; Reinhardt et al. 1997b; Takebayashi et al. 1998), n'ont laissé constater aucune différence remarquable alors que certaines de ces études montraient des hausses significatives de la fréquence des symptômes observés au niveau du système nerveux central (Cirla et Graziano, 1981; Putz-Anderson et al. 1983; Takebayashi et al. 1998).

Les résultats de tests électroencéphalo-graphiques réalisés auprès de travailleurs exposés au disulfure de carbone n'ont montré aucun signe probant d'un quelconque effet de cette substance (Seppäläinen et Tolonen, 1974; Gilioli et al. 1978; Chrostek Maj et Czeczotko, 1995b; Sinczuk-Walczak et Szymczak, 1997). Toutefois, ces résultats n'ont pas fait l'objet d'une analyse approfondie.

Dans le cadre d'études épidémiologiques portant sur des effets plus particuliers du disulfure de carbone sur le système nerveux, l'exposition à des concentrations moyennes de disulfure de carbone variant entre 15 et 30 mg/m³, a été liée à une modification des fonctions vestibulaires (Merluzzi et al. 1981), à des changements des potentiels évoqués auditifs du tronc cérébral (Hirata et al., 1992b) et à des effets sur le système dopaminergique (Wasilewska et al. 1989; Stanosz et al. 1994b; Yang et al. 1996). Toutefois, dans toutes ces études, les groupes expérimentaux étaient passablement restreints et les sujets avaient souvent été exposés à des concentrations historiques plus élevées.

2.4.3.2.2 Mortalité due aux maladies cardiovasculaires

On a signalé une surmortalité due aux maladies cardiovasculaires, principalement des cardiopa thies ischémiques, dans un certain nombre de cohortes de travailleurs exposés au disulfure de carbone.

Dans une étude prospective antérieure (Hernberg et al.1970, 1971, 1973; Tolonen et al. 1975), des chercheurs ont observé des taux de mortalité significativement plus élevés dus aux maladies coronariennes au cours des cinq premières années, dans un groupe de 343 travailleurs exposés au disulfure de carbone dans une usine finnoise de rayonne de viscose, comparativement à un groupe de travailleurs bien appariés travaillant dans une usine de papier (14 sujets exposés, trois décès chez les témoins, risque relatif [RR] : 4,8, p < 0,007). Ils ont également observé des hausses significatives des indicateurs de la morbidité cardiovasculaire (infarctus du myocarde non fatal, douleurs thoraciques) et des facteurs de risque d'insuffisance coronarienne (hausse de la tension artérielle). Les travailleurs avaient été exposés à des concentrations de disulfure de carbone dans l'air variant de 31 à 94 mg/m³ au cours de la période de mise en oeuvre de l'étude, même si les taux d'exposition à court terme et historiques avaient été beaucoup plus élevés. Lorsque ces résultats ont été annoncés, les taux d'exposition ont été réduits à moins de 31 mg/m³, et la majorité des membres de la cohorte ont été soustraits aux risques d'exposition. Une étude de suivi subséquente (13 ans) (Tolonen et al. 1979; Hernberg et Tolonen, 1981; Nurminen et al. 1982) a laissé constater un taux de mortalité dû aux maladies coronariennes toujours anormalement élevé, mais qui s'expliquait entièrement par le taux presque cinq fois plus élevé des cinq premières années de l'étude.

La mortalité due aux maladies cardiovasculaires était significativement plus élevée chez les travailleurs les plus exposés d'une cohorte de 2 939 hommes travaillant dans une usine de rayonne de viscose du Royaume-Uni (Sweetnam et al. 1987). Chez les filateurs ayant au moins dix années d'ancienneté dans cette industrie et pour lesquels les taux d'exposition continue étaient jugés les plus élevés, le taux de mortalité était significativement plus élevé pour l'ensemble des causes, les cardiopathies ischémiques (73 décès, ratio standardisé de mortalité [RSM] 172, p < 0,001) et les autres maladies du système circulatoire combinées (33 décès, RSM 165, p < 0,01), comparativement à la population générale. On a observé en outre une surmortalité significative due aux cardiopathies ischémiques chez les essayeurs non affectés à la production, même si ces résultats étaient fondés sur un petit nombre de décès (neuf décès, RSM 290, p < 0,01). On a observé un lien significatif entre le taux de mortalité à long terme dû aux cardiopathies ischémiques chez les travailleurs plus âgés et l'exposition cumulative ou le taux d'exposition au cours des deux dernières années. Cette tendance n'était pas évidente chez les travailleurs qui avaient quitté leur emploi ni chez ceux exposés pendant moins de dix ans. Selon un rapport de suivi antérieur, les concentrations de disulfure de carbone dans le département de filature dépassaient fréquemment 63 mg/m³ (Tiller et al. 1968). Malgré une exposition simultanée à du sulfure d'hydrogène, la surmortalité due aux cardiopathies ischémiques était comparable chez les travailleurs exposés uniquement à des taux élevés de disulfure de carbone et chez ceux exposés aux deux substances chimiques.

On a obtenu des résultats semblables avec une plus grande cohorte de 10 418 travailleurs masculins employés depuis au moins un an dans quatre usines de rayonne de viscose des États-Unis (MacMahon et Monson, 1988). Chez les travailleurs les plus exposés (selon la nature de leur emploi - principalement les filateurs et les découpeurs), on a observé une surmortalité due aux cardiopathies de l'artériosclérose, comparativement à la population générale (242 décès, RSM 124, p < 0,01); cette surmortalité était principalement observée chez les travailleurs exposés pendant 15 ans ou plus. Aucune donnée n'a été présentée sur l'exposition au disulfure de carbone ou à d'autres produits chimiques, ni sur les autres facteurs de risque connus de cardiopathies.

Une étude historique réalisée sur une cohorte de 3 322 travailleurs masculins hollandais de l'industrie de la rayonne de viscose a laissé constater une hausse significative du taux de mortalité dû aux maladies du système circulatoire chez les 1 434 travailleurs exposés au disulfure de carbone, comparativement à la population générale (Swaen et al. 1994). Chez les travailleurs des départements de blanchiment et de filature, exposés en continu au disulfure de carbone, on a observé une surmortalité significative due aux maladies cardiovasculaires (103 décès, RSM 126, intervalle de confiance [IC] de 95 % 1,03-1,54) et une surmortalité non significative due aux cardiopathies ischémiques (65 décès, RSM 125, IC de 95 % 0,96-1,62). Chez ces travailleurs, la mortalité due aux maladies cardiovasculaires et aux cardiopathies ischémiques variait en rapport inverse de l'exposition cumulative; toutefois, ces résultats étaient fondés sur des échantillons d'air individuels recueillis tardivement au cours de la période d'étude, et les taux d'exposition historiques étaient probablement plus élevés. On a indiqué que le risque de maladies cardiovasculaires était le plus prononcé 20 à 30 ans après la première exposition. Contrairement aux résultats d'autres études (Hernberg et Tolonen, 1981; Sweetnam et al. 1987), le risque de mortalité due aux maladies cardiovasculaires n'a pas diminué après l'interruption de l'exposition. Nous n'avons découvert aucune autre information sur les autres facteurs de risque de cardiopathie, mais le taux de maladies cardiovasculaires observées chez les travailleurs non exposés dont le style de vie était jugé semblable à celui des travailleurs exposés n'a pas été jugé excessif.

Mancuso (1981) a réalisé une étude historique sur une cohorte de plus de 9 000 hommes et femmes employés dans une usine de rayonne de viscose des États-Unis. L'étude de suivi étalée sur 26 ans a laissé constater une surmortalité significative due aux maladies coronariennes chez les hommes (453 décès, RSM 111,2, IC de 95 % 101,2-121,9). L'auteur n'a fourni aucune donnée quantitative sur l'exposition, mais les valeurs du RSM pour les maladies coronariennes augmentaient en fonction de la durée d'exposition et étaient significativement plus élevées chez les hommes employés pendant plus de dix ans à des tâches pour lesquelles l'exposition était jugée élevée (filature et torsion, entretien et mécanique). Chez les femmes, les résultats & eacute;taient semblables, mais moins prononcés et généralement non statistiquement significatifs.

Dans une cohorte historique de 2 291 travailleurs polonais de la rayonne de viscose pour lesquels on avait posé un diagnostic d'empoisonnement chronique au disulfure de carbone, on a observé une surmortalité significative due aux maladies du système circulatoire (359 décès, RSM 139, IC de 95 % 125-154), y compris les cardiopathies ischémiques (122 décès, RSM 137, IC de 95 % 114-164) et les maladies cérébrovasculaires (60 décès, RSM 188, IC de 95 % 143-242), et une surmortalité non significative due à l'artériosclérose chez les hommes (73 décès, RSM 120, IC de 95 % 94-151) [Peplonska et al. 1996]. Les résultats obtenus pour les femmes étaient semblables, mais fondés sur un nombre moins élevé de cas et souvent non statistiquement significatifs. Les taux d'exposition au disulfure de carbone, apparemment élevés, étaient cependant mal caractérisés.

Plusieurs autres études épidémiologiques portant sur la mortalité due aux maladies cardiovasculaires dans les populations exposées au disulfure de carbone sur les lieux de travail ont été relevées, mais elles contribuent moins à la valeur de la preuve pour cet effet par suite du petit nombre de décès rapportés, de leur puissance statistique limitée ou d'une mauvaise caractérisation de l'exposition (Lyle, 1981; Wilcosky et Tyroler, 1983; Liss et Finkelstein, 1994, 1996).

2.4.3.2.3 Facteurs de risque de maladies cardiovasculaires et morbidité

Un certain nombre d'études transversales ont permis de lier l'exposition au disulfure de carbone à des paramètres cliniques assimilés à des facteurs de risque établis pour les cardiopathies, y compris la tension artérielle et le cholestérol sérique. En outre, certains rapports signalent une hausse des taux observés d'insuffisance coronarienne qui se manifestent par des crises angineuses et par des changements sur l'électrocardiogramme chez les travailleurs exposés au disulfure de carbone.

Une étude sérieuse réalisée par Egeland et al. (1992) a laissé constater l'existence d'un lien significatif entre l'augmentation des teneurs sériques en cholestérol à lipoprotéines de basse densité (C-LDL) et la tension artérielle diastolique d'une part, et la hausse de l'exposition au disulfure de carbone (et une hausse non significative pour le cholestérol total) d'autre part, chez les hommes exposés à des teneurs médianes de 3-24 mg/m³ dans une usine de rayonne de viscose des États-Unis, comparativement aux travailleurs non exposés de trois usines de textiles synthétiques, après rajustement tenant compte des variables confusionnelles. Aucun lien n'a été observé entre l'exposition et la teneur en cholestérol à lipoprotéines de haute densité (C-HDL), en triglycérides, en glucose sanguin, ou la tension artérielle systolique. Les teneurs en C-LDL, en cholestérol total et la tension artérielle diastolique étaient significativement plus élevées chez les membres du groupe fortement exposé que chez les travailleurs faiblement exposés. (La comparaison avec des travailleurs non exposés aboutissait généralement à la même conclusion.) Les résultats des échantillonnages ont indiqué que les taux d'exposition avaient été stables au cours de la période de plus de 20 ans qui avait précédé l'étude. Les auteurs ont estimé que les concentrations plus élevées de C-LDL observées chez les membres du groupe à exposition élevée correspondaient à une augmentation de 26 % du risque d'insuffisance coronarienne; ils ont noté la similitude de ce résultat et de l'augmentation de 24 % du taux de mortalité dû aux cardiopathies ischémiques observée chez des travailleurs soumis à des conditions d'exposition élevée similaires, dans l'étude de cohorte réalisée dans quatre usines de rayonne des États-Unis, y compris celle dont il est question ici (MacMahon et Monson, 1988).

Des résultats semblables ont été obtenus dans une étude portant sur 237 polonaises exposées à des concentrations de disulfure de carbone similaires (16-22 mg/m³) dans une usine de fibres de viscose (Stanosz et al. 1994a). Les femmes exposées présentaient des taux significativement plus élevés de cholestérol total et de C-LDL et un taux significativement réduit de C-HDL, comparativement au groupe témoin de travailleuses du textile d'âge comparable. Les effets sur ces lipides sanguins n'ont été observés que chez les femmes âgées de 40 à 55 ans et chez celles exposées depuis plus de dix ans. Aucune analyse de sous-groupe, à différents niveaux d'exposition, n'a été réalisée.

Ces résultats sont confirmés par deux autres études réalisées sur des travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose (Wronksa-Nofer et Laurman, 1987; Vanhoorne et al. 1992) au cours desquelles l'exposition à des teneurs de disulfure de carbone généralement supérieures à 31 mg/m³ a été liée à des hausses significatives du cholestérol sérique et du C-LDL, ainsi qu'à des baisses du C-HDL et, dans la deuxième étude (où l'on a pris en compte plusieurs facteurs confusionnels potentiels), à des augmentations de la tension artérielle. Il convient toutefois de noter qu'aucun lien significatif n'a été observé entre la teneur en cholestérol total et l'exposition à des concentrations semblables de disulfure de carbone, dans l'étude prospective de Hernberg et al. (1970).

Par contre, deux autres études au cours desquelles les niveaux d'exposition étaient légèrement inférieurs à ceux relevés chez les travailleurs américains de l'étude de Egeland et al. (1992) ont donné des résultats négatifs. Dans une étude soigneusement réalisée portant sur des travailleurs allemands de l'industrie de la rayonne de viscose exposés à une concentration atmosphérique médiane personnelle de 13 mg/m³ (Drexler et al. 1995), aucun lien n'a été relevé entre les diverses mesures de l'exposition (catégorie d'exposition, teneurs dans l'air personnel ou concentrations de TTCA dans l'urine) et la tension artérielle ou les concentrations dans le sang du cholestérol, du C-LDL, du C-HDL, des triglycérides, des apolipoprotéines, des électrolytes ou du glucose. Les teneurs en C-HDL et en apolipoprotéines étaient liées à la durée de l'emploi chez des travailleurs exposés, mais ce rapport a également été observé chez les témoins, et les auteurs suggèrent que cette similitude soit le résultat d'une longue période de travail par postes. Cirla et Graziano (1981) n'ont relevé aucune différence significative de la tension artérielle ni des teneurs sériques en lipides et en lipoprotéines entre les travailleurs exposés à des concentrations moyennes de disulfure de carbone de 5 à 20 mg/m³ et les témoins soigneusement appariés pour l'âge et pour une série de facteurs descriptifs du mode de vie.

D'autres études réalisées dans ce domaine ont donné des résultats dont l'apport au poids de la preuve de l'existence d'effets du disulfure de carbone sur les facteurs de risque de maladies cardiovasculaires n'a pas été jugé important, à cause de l'absence d'un rapport dose-réponse ou du manque de cohérence des résultats avec ceux obten us dans les études plus fiables décrites ci-dessus (Franco et al. 1981, 1982; Krstev et al. 1992; Chrostek Maj et Czeczotko, 1995a).

Certaines études transversales tendent également à confirmer la toxicité manifeste du disulfure de carbone pour le système cardiovasculaire, toxicité qui se traduit le plus souvent par une fréquence plus élevée des cas de crise angineuse ou d'infarctus du myocarde non mortels ou par des électrocardiogrammes anormaux (Hernberg et al. 1970; Sugimoto et al. 1978; Cirla et Graziano, 1981; Albright et al. 1984; Kamal et al. 1991; Vanhoorne et al. 1992; Bortkiewicz et al. 1997; Kuo et al. 1997). Toutefois, les augmentations observées étaient souvent non significatives et fondées sur un petit nombre de cas, et aucun rapport dose-réponse clair n'était observable (même si les expositions étaient mal caractérisées dans la plupart de ces études).

2.4.3.2.4 Effets sur les yeux

Plusieurs études transversales ont attribué à une exposition à des concentrations de disulfure de carbone supérieures à 31 mg/m³ l'endommagement des capillaires de la rétine prenant la forme de micro-anévrismes ou d'hémorragies (Sugimoto et al. 1976, 1977, 1978; Tolonen et al. 1976; Karai et al. 1983; Vanhoorne et al. 1996). Toutefois, il semble exister une variation considérable de la sensibilité à ces effets au sein des populations et il n'existe aucune preuve nette d'un lien quelconque entre l'exposition à des concentrations faibles de disulfure de carbone et les cas de rétinopathie (Albright et al. 1984; Sugimoto et al. 1984, 1992; Omae et al. 1998). En outre, la signification clinique de ces effets est incertaine, même si l'on a suggéré qu'il pourrait s'agir d'indicateurs précoces de dommages plus graves aux systèmes oculaire, vasculaire ou nerveux (Vanhoorne et al. 1996).

L'existence possible de liens entre l'exposition au disulfure de carbone et d'autres effets oculaires n'a pas fait l'objet d'études approfondies. Dans deux rapports, on a relevé des effets sur la vision des couleurs, chez des travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose exposés actuellement ou historiquement à des concentrations de disulfure de carbone supérieures à 31 mg/m³ (Raitta et al. 1981; Vanhoorne et al. 1996), alors que la vision des couleurs n'était pas altérée chez des travailleurs exposés à des concentrations médianes de 3 à 24 mg/m³ (Albright et al. 1984). Aucun autre effet oculaire n'a été observé dans ces populations, y compris sur l'acuité visuelle, le champ de vision, la motilité oculaire, la perception de la profondeur et le réflexe pupillaire (Raitta et al. 1974; Albright et al. 1984; Vanhoorne et al. 1996).

2.4.3.2.5 Cancérogénicité

Dans les études épidémiologiques qui ont examiné la mortalité due à des causes non cardiovasculaires, on n'a observé aucune surmortalité due à l'ensemble des cancers combinés, ni aux cancers touchant un site particulier (Lyle, 1981; Mancuso, 1981; Wilcosky et al. 1984; Nurminen et Hernberg, 1985; MacMahon et Monson, 1988; Swaen et al. 1994; Liss et Finkelstein, 1996; Peplonska et al. 1996). Toutefois, la caractérisation des expositions était médiocre, sinon nulle, et le nombre des décès dus au cancer à n'importe quel des sites donnés était faible ou moyen pour l'ensemble de ces études, dont plusieurs avaient été conçues précisément pour étudier le lien entre l'exposition au disulfure de carbone et la mortalité due aux maladies cardiovasculaires.

2.4.3.2.6 Effets sur la reproduction et le développement

Si on exclut plusieurs rapports où l'on mentionne des cas de réduction de la libido ou d'impuissance chez les travailleurs masculins exposés à des concentrations (surtout) élevées de disulfure de carbone dans l'industrie de la rayonne de viscose (Cirla et al. 1978; Cirla et Graziano, 1981; Wägar et al. 1981; Vanhoorne et al. 1994), il n'existe aucune preuve claire des effets de cette substance sur la reproduction et le développement des humains. On n'a relevé aucun lien entre la qualité du sperme, la fécondité et les taux de grossesse d'une part, et l'exposition des travailleurs mâles de l'industrie de la rayonne de viscose au disulfure de carbone d'autre part, dans les études disponibles les mieux documentées (Meyer, 1981; Selevan et al. 1983; Vanhoorne et al. 1994). Les effets possibles du disulfure de carbone sur la reproduction des femmes n'ont pas fait l'objet d'études adéquates, même si deux rapports mentionnent l'augmentation de la fréquence des menstruations de durée anormale accompagnées de douleurs et de saignements dans des populations de travailleuses chinoises de la rayonne de viscose (Cai et Bao, 1981; Zhou et al. 1988). Deux rapports plus anciens de Finlande (Hemminki et al. 1980; Hemminki et Niemi, 1982) mentionnent une fréquence accrue d'avortements spontanés liée à l'exposition de la mère ou du père dans l'industrie de la rayonne de viscose, mais ces résultats n'ont pas été confirmés par de nombreuses études subséquentes dont certaines s'appuyaient sur un plan d'enquête mieux conçu, même si dans tous les cas, le nombre d'avortements observés était limité (Cai et Bao, 1981; Selevan et al. 1983; Zhou et al. 1988; Lindbohm et al. 1991).

On n'a trouvé aucune mention, dans la documentation scientifique, des effets d'une exposition au disulfure de carbone sur le développement.

2.4.3.2.7 Autres effets

On a relevé un certain nombre d'études épidémiologiques portant sur les liens existants entre l'exposition au disulfure de carbone et toute une gamme d'autres effets, notamment la modification des teneurs du sang en hormones thyroïdiennes (Cirla et al. 1978; El-Sobkey et al. 1979; Cirla et Graziano, 1981; Wägar et al. 1981; Albright et al. 1984; Vanhoorne et al. 1993; Takebayashi et al. 1998), en gonadotropines (Cirla et al. 1978; Wägar et al. 1981, 1983; Vanhoorne et al. 1993) ou en hormones surrénaliennes ou testiculaires (Cavalleri et al. 1967; Wink, 1972; Wägar et al. 1981; Takebayashi et al. 1998) et l'augmentation de la fréquence des cas de diabète ou la baisse de la tolérance au glucose (Goto et Hotta, 1967; Goto et al. 1971; Hernberg et al. 1971; Candura et al. 1979; Cirla et Graziano, 1981; Franco et al. 1981, 1982; Egeland et al. 1992; Chrostek Maj et Czeczotko, 1995a; Drexler et al. 1995). Toutefois, les résultats des études disponibles portant sur ces effets étaient incohérents et, dans certains cas, contradictoires; ils ont par ailleurs été rarement confirmés dans les études dont le plan d'enquête était le mieux conçu ou dont les résultats avaient été présentés de façon plus détaillée.

2.4.4 Animaux expérimentaux et in vitro

2.4.4.1 Toxicité aiguë

Les valeurs de la CL₅₀ pour des expositions de souris mâles au disulfure de carbone par inhalation pendant 60 minutes ont été établies à environ 220 ppm (69 0 mg/m³) [Gibson et Roberts, 1972], mais aucune mortalité n'a été observée chez les rats exposés à des concentrations atteignant jusqu'à 790 ppm (2 470 mg/m³) pendant 15 heures, malgré l'observation d'effets neurologiques (HSE, 1981). Les valeurs de la DL₅₀ pour l'administration orale de disulfure de carbone chez des souris (sexe non précisé) pendant 24 heures atteignaient 3 020 mg/kg-m.c. Des doses orales uniques atteignant jusqu'à 1 260 mg/kg-m.c. n'ont provoqué aucun décès ni aucune toxicité manifeste chez les rats, et seules quelques lésions minimales (congestion pulmonaire et hémorragies) ont été révélées à l'autopsie (HSE, 1981; ATSDR, 1996).

2.4.4.2 Exposition répétée

2.4.4.2.1 Inhalation

La plupart des études disponibles réalisées sur des animaux ont examiné les effets du disulfure de carbone sur le système nerveux. En règle générale, les résultats de ces études confèrent un fondement neurophysiologique, histopathologique, neurochimique et comportemental aux effets observés sur le système nerveux des travailleurs exposés au disulfure de carbone (voir la section 2.4.3.2.1).

De nombreuses études ont conduit à attribuer à l'exposition subchronique ou chronique des rats à des concentrations de disulfure de carbone variant entre 800 et 2 500 mg/m³ une réduction de la vitesse de conduction des influx dans les nerfs périphériques ou dans la moelle épinière (Seppäläinen et Linnoila, 1976; Knobloch et al. 1979; Lukás, 1979; Maroni et al. 1979; Colombi et al. 1981; Gagnaire et al. 1986; Rebert et Becker, 1986; Herr et al. 1998). Dans un certain nombre de ces études, cet effet s'accompagnait, aux étapes plus tardives, de troubles neurologiques et d'une atrophie des membres postérieurs qui n'était que partiellement réversible à l'interruption de l'exposition. Chez les rats exposés au disulfure de carbone, au sulfure d'hydrogène ou aux deux substances dans des proportions approximatives comparables à leurs concentrations sur les lieux de travail, on n'a observé des réductions de la vitesse de conduction des influx dans les nerfs périphériques que chez les sujets exposés au disulfure de carbone, et aucune interaction n'a été observée entre les deux substances (Gagnaire et al. 1986). Ces réductions de la vitesse de conduction nerveuse ont également été observées dans le système nerveux central et dans la voie optique, comme l'indiquaient l'augmentation de la latence de réponse et la baisse de l'amplitude des potentiels évoqués somatosensoriels, visuels ou auditifs du tronc cérébral chez les rats exposés à des concentrations de disulfure de carbone de 2 500 mg/m³ pour des périodes de 11 à 15 semaines (Rebert et Becker, 1986; Hirata et al. 1992a). Dans cette dernière étude, on a également observé une augmentation provisoire de la latence de réponse de certaines composantes du potentiel évoqué auditif du tronc cérébral à une concentration de 625 mg/m³ (Hirata et al. 1992a). Bokina et al. (1976, 1979) ont observé des déviations des potentiels évoqués visuels chez des lapins exposés pendant six semaines à 0,2 ou 2,0 mg/m³, mais ces résultats ne peuvent être évalués de façon critique à cause des lacunes relevées dans la présentation des données. Toutefois, on note que ce paramètre n'a été modifié qu'à des concentrations beaucoup plus élevées (p. ex., 2 500 mg/m³) dans une étude sur les rats présentée avec soin par Rebert et Becker (1986).

Les réductions de la vitesse de conduction nerveuse observées dans les études réalisées sur des animaux s'accompagnent de lésions histopathologiques caractéristiques de l'axone. Dans un certain nombre de ces études, les rats exposés à des concentrations de disulfure de carbone variant de 800 à 2 500 mg/m³ pendant 3 à 15 mois ont subi une axonopathie des nerfs périphériques ou de la moelle épinière (Juntunen et al. 1974, 1977; Maroni et al. 1979; Gottfried et al. 1985; Opacka et al. 1985, 1986; Valentine et al. 1997; Sills et al. 1998). Les portions distales des axones myélinisés les plus gros et les plus longs (dont la vitesse de conduction nerveuse est la plus élevée) sont les premières touchées. Les changements structuraux prennent la forme de graves enflures de l'axone composées de masses désorganisées de neurofilaments proximaux, par rapport aux noeuds de Ranvier, qui se transforment en atrophie axonale et en dégénérescence semblable à celle des fibres nerveuses wallériennes, du côté proximal et distal des enflures respectivement. Ces changements sont caractéristiques des axonopathies des neurofilaments géants induites par d'autres composés comme le 2,5-hexanedione, le métabolite neurotoxiq ue de l'hexane (Graham et al. 1995).

Nombre d'études réalisées sur des rats ont laissé constater des effets neurocomportementaux. Des effets neuromusculaires, prenant souvent la forme d'une réduction de la force de préhension et de modifications de la démarche, ont été observés après une exposition de deux à quatre semaines à 1 600 et à 2 500 mg/m³. La démarche a également été sensiblement modifiée après 13 semaines d'exposition à 160 mg/m³, même si les valeurs d'essai se situaient habituellement à l'intérieur de la gamme normale (Moser et al. 1998). Une exposition variant entre 610 et environ 800 mg/m³ ou plus a inhibé le comportement d'évitement dans des études à court terme (Goldberg et al. 1964a, 1964b) et influé sur certaines mesures de l'activité locomotrice dans des études chroniques (Frantik, 1970; Opacka et al. 1984). Dans ces études, qui incluaient une période de rétablissement, ces effets neurocomportementaux se sont montrés réversibles.

L'exposition à court terme des rats à des concentrations relativement élevées de disulfure de carbone (2 000 mg/m³) a été mise en cause dans l'altération des teneurs en catécholamine du cerveau et des glandes surrénales, prenant le plus souvent la forme d'une augmentation des teneurs en dopamine et en ses métabolites (Magos et Jarvis, 1970; Caroldi et al. 1984, 1985). Ces changements découlaient apparemment de l'effet combiné d'une synthèse accélérée et d'une baisse de la conversion de la dopamine.

La séquence des effets neurotoxiques du disulfure de carbone a été élucidée dans une étude récente réalisée en collaboration au National Institute for Environmental Health Sciences des États-Unis. Dans cette étude, au cours de laquelle des rats ont été exposés à des concentrations de 160, 1 600 ou 2 500 mg/m³ à raison de six heures par jour et de cinq jours par semaine pendant des périodes atteignant jusqu'à 13 semaines, la réticulation des protéines des neurofilaments de la moelle épinière a été observée dès les deux à quatre premières semaines à tous les niveaux d'exposition (Valentine et al. 1997, 1998).

(La réticulation chimique des protéines des neurofilaments par un dérivé du disulfure de carbone constitue le mécanisme hypothétique de sa neurotoxicité périphérique [section 2.4.5].) L'expression accrue du récepteur ARNm du facteur de croissance nerveuse dans le nerf sciatique (un indicateur des modifications des rapports entre les axones et les cellules de Schwann) [Toews et al. 1998] et les anomalies de la démarche (Moser et al. 1998) constituaient d'autres indicateurs précoces de cette neurotoxicité. Après quatre semaines, les changements neuromoteurs avaient progressé au point de provoquer une baisse de la force de préhension des membres postérieurs et antérieurs (Moser et al. 1998). L'enflure des axones et leur dégénérescence (Sills et al. 1998) et les modifications électrophysiologiques (Herr et al. 1998) des nerfs périphériques ou de la moelle épinière n'ont été observées qu'aux stades ultérieurs de l'étude et aux deux concentrations les plus élevées.

Les effets du disulfure de carbone sur le métabolisme des lipides ont fait l'objet d'études approfondies. Dans plusieurs de ces études, l'exposition des rats à des concentrations variant entre 230 et 1 700 mg/m³ pour des périodes variant de 6 à 15 mois a entraîné des hausses significatives des teneurs sériques en cholestérol (et souvent en phospholipides et en triglycérides). Cette réaction semble s'être produite à la suite d'une synthèse hépatique accélérée et, peut-être, d'une baisse de la vitesse de dégradation du cholestérol en acides biliaires (Wronska-Nofer, 1972, 1973, 1977; Wronska-Nofer et al. 1980). Les concentrations de cholestérol total et d'esters de cholestérol dans l'aorte ont augmenté significativement chez les rats et les lapins par suite d'une exposition subchronique ou chronique à des concentrations de disulfure de carbone de 1 000 mg/m³ (Wronska-Nofer et Parke, 1978; Wronska-Nofer et al. 1978, 1980), et se sont accompagnées de hausses des taux de transfert et de synthèse du cholestérol dans les parois de l'aorte chez les rats (Wronska-Nofer et Parke, 1978). L'exposition à 1 000 mg/m³ a exacerbé l'effet d'un régime athérogène sur les teneurs en lipides du sérum, du coeur ou des parois des vaisseaux sanguins coronariens (Wronska-Nofer et al. 1978, 1980).

Les preuves de l'existence d'autres effets induits par l'inhalation du disulfure de carbone sont limitées. Dans l'étude réalisée en collaboration au National Institute for Environmental Health Sciences, des expositions subchroniques à des concentrations de 160 à 2 500 mg/m³ n'ont causé aucune lésion histopathologique dans la gamme d'organes examinés (cerveau, coeur, aorte, poumons et appareil génital femelle), à l'exception du système nerveux périphérique et de la moelle épinière (Sills et al. 1998). Toutefois, un certain nombre de rapports font état d'un effet de l'exposition à des concentrations de plusieurs centaines de mg/m³ sur l'histopathologie rénale des souris et des lapins ou sur le métabolisme hépatique des rats et des souris (ATSDR, 1996).

2.4.4.2.2 Ingestion

Même si l'on a souvent présumé que les effets cardiovasculaires du disulfure de carbone découlaient des effets artérioscléreux de cette substance, les résultats de plusieurs études réalisées sur des rats portent à conclure qu'ils pourraient découler d'un effet direct sur le coeur. L'exposition à court terme de rats immobilisés et anesthésiés à des concentrations variant de 126 à 253 mg/kg-m.c. par jour a eu un effet cardiodépresseur sur les paramètres électrophysiologiques et mécaniques; elle a diminué la contractilité du ventricule gauche, augmenté la tension artérielle et provoqué des modifications de l'électrocardiogramme indicatrices d'une ischémie du myocarde après l'administration d'épinéphrine ou de norépinéphrine (Hoffmann et Klapperstück, 1990; Hoffmann et Müller, 1990; Klapperstück et al. 1991). Toutefois, chez des rats normotensifs conscients et libres, la dose la plus élevée n'a pas influé sur la tension artérielle moyenne ni sur le rythme cardiaque, même si elle a entraîné une baisse sensible de la masse corporelle (Hoffmann et Klapperstück, 1990).

L'administration à court terme de disulfure de carbone à raison de 300 mg/kg-m.c. par jour à des souris n'a pas eu d'effet hépatotoxique, mais elle a réduit la teneur en cytochrome P-450 microsomal du foie et l'activité de plusieurs monooxygénases associées (Masuda et al. 1986).

L'exposition à court terme des souris à des concentrations variant de 138 à 1 102 mg/kg-m.c. par jour a influé sur le poids du thymus, mais n'a pas eu d'effet immunotoxique, comme l'ont laissé constater les différences observées dans le nombre de leucocytes, le poids de la rate et l'activité naturelle des cellules K (Keil et al. 1996).

2.4.4.2.3 Cancérogénicité

Aucun essai biologique de la cancérogénicité du disulfure de carbone n'a été réalisée. Les données disponibles se limitent à une seule étude de dépistage de l'induction des tumeurs pulmonaires chez la souris (Adkins et al. 1986). Il est impossible d'évaluer la cancérogénicité du disulfure de carbone pour les animaux en s'appuyant sur cette base de données limitée.

2.4.4.2.4 Génotoxicité

Les études in vitro ont fourni peu de preuves d'une éventuelle génotoxicité du disulfure de carbone. Dans plusieurs études réalisées sur des bactéries, le disulfure de carbone n'a pas induit de mutations ponctuelles chez Salmonella typhimurium ni chez Escherichia coli, avec ou sans activation métabolique (Hedenstedt et al. 1979; Belisles et al. 1980; Donner et al. 1981; Haworth et al. 1983). Dans des études portant sur des cellules de mammifères exposés à du disulfure de carbone en présence d'activation métabolique, on a observé des augmentations faibles ou équivoques du nombre de brèches dans les chromatides des lymphocytes humains (Garry et al. 1990), de la vitesse de synthèse d'ADN non programmée dans les cellules diploïdes WI-38 dérivées des tissus pulmonaires embryonnaires humains (Belisles et al. 1980) et du nombre d'échanges entre chromatides soeurs dans les lymphocytes humains (Garry et al. 1990). Dans le sperme humain exposé au disulfure de carbone in vitro, on a observé une hausse significative de la fréquence des aberrations chromosomiques et de la fréquence des cassures chromosomiques (Le et Fu, 1996).

Chez des rats mâles et femelles exposés par inhalation à des concentrations de disulfure de carbone de 63 ou de 125 mg/m³ à raison de sept heures par jour pendant un ou cinq jours, on n'a observé aucune hausse significative de la fréquence des aberrations chromosomiques dans les cellules de la moelle osseuse (Belisles et al. 1980). Par contre, Vasil'eva (1982) a indiqué que l'exposition orale au disulfure de carbone induisait des aberrations chromosomiques et la formation de cellules polyploïdes dans la moelle osseuse des rats femelles et dans les embryons de rats exposés aux jours 10 à 13 de la gestation. Il est difficile d'évaluer la validité de ces résultats puisqu'ils n'ont fait l'objet que d'une description succincte (p. ex., la signification statistique était so uvent omise) et que les doses efficaces n'ont pas été indiquées, l'auteur se limitant à dire qu'elles correspondaient au dixième de la DL₅₀.

Chez des rats mâles exposés à des concentrations de disulfure de carbone de 63 à 125 mg/m³, à raison de sept heures par jour pendant cinq jours, on n'a observé aucune hausse significative des mutations dominantes létales. Aucune anomalie du sperme liée à la dose n'a été observée non plus chez des rats ou des souris exposés dans les mêmes conditions (Belisles et al. 1980), même si l'absence d'effet sur les anomalies du sperme chez les rats témoins positifs porte à conclure à l'existence d'un problème avec les méthodes utilisées dans cette étude.

2.4.4.2.5 Effets sur la reproduction et le développement

Dans un petit nombre d'études, l'exposition de rats mâles à 1 875 mg/m³ (mais non pas à 1 090 mg/m³) à raison de cinq heures par jour et de cinq jours par semaine pendant plusieurs semaines a influé sur le comportement de copulation, réduisant la fréquence des saillies et des éjaculations. Aucun effet clair n'a été observé sur le nombre de cellules spermatiques et les niveaux de circulation des hormones de la reproduction, ni sur l'histologie des testicules (Tepe et Zenick, 1984; Zenick et al. 1984).

Dans la seule étude portant sur la reproduction des femelles que nous avons relevée (WIL Research Laboratories, Inc., 1992), aucun effet n'a été observé sur le cycle oestral, l'indice d'accouplement ou l'indice de fécondité chez les rates exposées à des concentrations de disulfure de carbone atteignant jusqu'à 1 560 mg/m³ à raison de six heures par jour, avant et pendant la période d'accouplement et pendant toute la période de gestation. Cette concentration a influé négativement sur le poids et sur le gain de poids maternel, a augmenté le taux de mortalité des petits, réduit leur viabilité et réduit la taille des portées, sans nuire d'autres façons au développement des petits. Aucun effet n'a été observé à 780 mg/m³, exception faite d'une légère augmentation de la durée de la période de gestation (également observée à 1 560 mg/m³), qui ne s'écartait pas toutefois de la gamme des témoins historiques.

La toxicité du disulfure de carbone inhalé pour le développement des rats a fait l'objet d'un certain nombre d'études. Dans une série d'études anciennes portant sur des rats réalisées par Tabacova et al. l'inhalation de 100 ou de 200 mg/m³ pendant plusieurs heures chaque jour au cours de la période de gestation s'est avérée toxique pour les foetus et a causé des difformités (pied bot et hydrocéphalie) [Tabacova et al. 1978, 1983], tandis qu'une concentration de 10 mg/m³ réduisait la survie postnatale, retardait le passage des diverses étapes postnatales du développement et nuisait à la coordination motrice (Tabacova et al. 1981). Des effets comportementaux, se traduisant le plus souvent par une réduction de l'activité d'exploration au cours d'essais réalisés en enceintes expérimentales, ont également été signalés à des concentrations variant entre 0,03 et 200 mg/m³ (Hinkova et Tabacova, 1978; Tabacova et al. 1978, 1981, 1983). L'exposition prolongée sur deux générations a, semble-t-il, entraîné une sensibilité beaucoup plus grande aux effets tératogènes du disulfure de carbone, causant des difformités à des concentrations d'à peine 0,03 mg/m³ chez les sujets de la deuxième génération, comparativement à 100 mg/m³ chez ceux de la première (Tabacova et al. 1983). Toutefois, il est difficile d'évaluer la validité de ces résultats. Ces études font généralement l'objet de rapports abrégés où il manque souvent des informations importantes (p. ex., au sujet de la toxicité maternelle). On relève en outre certaines incohérences dans les résultats; par exemple, Tabacova et al. (1981) indiquent que l'exposition in utero à des concentrations d'à peine 0,03 mg/m³ a provoqué une augmentation de l'activité motrice dans des tests réalisés en enceintes expérimentales, alors que d'autres études font plutôt état d'une réduction de cette activité. Par ailleurs, les résultats d'études subséquentes dont plusieurs font l'objet de rapports plus soignés ne permettent généralement pas de confirmer les résultats publiés par Tabacova et al. même s'il convient de souligner que certaines des études de ces derniers s'appuyaient sur des protocoles expérimentaux quelque peu différents (p. ex., exposition sur deux générations). L'exposition in utero des rats à des concentrations de 1 250 ou 2 500 mg/m³ n'a pas provoqué d'augmentation significative de la fréquence des cas de pied pot, même si elle a montré des signes de toxicité pour la mère et le foetus, et entraîné de légères anomalies du squelette (Saillenfait et al. 1989). (Aucun effet n'a été observé à 625 mg/m³.) Dans une autre étude (Belisles et al. 1980; Hardin et al. 1981), aucun signe de toxicité pour l'embryon ou le foetus ou de tératogénicité chez les rats exposés à des concentrations (63 ou 125 mg/m³) semblables à celles qui avaient provoqué des difformités dans les études de Tabacova et al. (1978, 1983) n'a été observé. Toutefois, une étude limitée réalisée par Lehotzky et al. (1985) au cours de laquelle l'exposition in utero à des concentrations de 10 à 2 000 mg/m³ a sensiblement allongé la période de latence d'une réaction d'évitement conditionnée tend à donner un certain crédit aux effets comportementaux décrits par Tabacova et al. (Hinkova et Tabacova, 1978; Tabacova et al. 1978, 1981, 1983), même si cette étude n'a décelé aucun rapport net de la dose-réponse.

Chez les lapins, l'inhalation de 1 875 ou de 3 750 mg/m³ de disulfure de carbone pendant l'organogenèse a provoqué une réduction du poids corporel du foetus et une hausse des pertes post-implantation. Des hausses significatives des difformités viscérales et squelettiques ont également été observées aux concentrations plus élevées, toxiques pour la mère (PAI, 1991). Dans une autre étude, on n'a relevé aucune preuve de la toxicité pour l'embryon ou le foetus, ni de la tératogénicité, chez des lapins exposés à des concentrations beaucoup plus faibles (63 ou 125 mg/m³) avant et pendant la gestation (Belisles et al. 1980; Hardin et al. 1981). Toutefois, il est difficile d'évaluer la validité de ces résultats à cause de la mortalité observée parmi les femelles et dont les causes n'étaient semble-t-il pas liées à l'exposition chimique.

L'exposition orale de rats à des doses de disulfure de carbone toxiques pour la mère (entre 100 et 600 mg/kg-m.c. par jour) pendant l'organogenèse n'a entraîné aucune hausse des difformités liée à l'exposition au disulfure de carbone ni présenté de preuve claire d'une toxicité pour l'embryon ou le foetus. Des rats exposés à 200 mg/kg-m.c. par jour ou plus ont laissé constater une baisse du poids corporel des foetus (Jo nes-Price et al. 1984a). Par contre, des lapins gavés avec 25, 75 ou 150 mg/kg-m.c. par jour dans le cadre d'une étude similaire ont laissé constater une toxicité pour les embryons et les foetus à toutes les concentrations; les deux concentrations les plus élevées étaient toutefois également toxiques pour la mère. La concentration la plus élevée a également provoqué une hausse significative de la fréquence des foetus difformes (Jones-Price et al. 1984b).

2.4.5 Toxicocinétique et mécanisme d'action

Le disulfure de carbone peut être métabolisé dans le foie par le système mono-oxydase cytochrome P-450 en un produit intermédiaire instable de l'oxygène qui génère spontanément du soufre atomique, du sulfure de carbonyle et du dioxyde de carbone, ou qui s'hydrolyse pour former du soufre atomique et du monothiocarbonate, libérant du sulfure de carbonyle et du dioxyde de carbone dans l'haleine, et des sulfates inorganiques et des composés organosulfurés dans l'urine. Par ailleurs, les organismes humains et animaux forment des dithiocarbamates par réaction avec les acides aminés; la conjugaison du disulfure de carbone ou du sulfure de carbonyle avec des glutathions endogènes forme du TTCA et de l'acide 2-oxythiazolidine-4-carboxylique respectivement, qui sont excrétés dans l'urine (ATSDR, 1996).

Comme l'ont indiqué Graham et al. (1995), on a postulé que la dégénérescence des axones qui sous-tend la neuropathie centrale-périphérique causée par le disulfure de carbone découle de la réaction du disulfure de carbone et du sulfure de carbonyle avec les protéines et les groupes amino pour former des adduits initiaux (dérivés du dithiocarbamate). Ces adduits se décomposent en électrophiles (isothiocyanate et isocyanate, respectivement), qui réagissent à leur tour avec les nucléophiles des protéines sur les neurofilaments pour causer la réticulation des protéines. (Toutefois, il convient de noter que même si les métabolites découlant du sulfure de carbonyle ont été identifiés, la production de protéines réticulées par cette voie n'a pas encore été démontrée.) La réticulation progressive des neurofilaments survient pendant le transport le long de l'axone, et des masses de neurofilaments réticulées de façon covalente peuvent bloquer le transport axonal aux noeuds de Ranvier, entraînant finalement l'enflure et la dégénérescence des axones.