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

3.0 Évaluation du caractère « toxique » au sens de la LCPE 1999

3.1 LCPE 1999, 64a) : Environnement

L'évaluation du risque que pose une substance figurant sur la liste des substances d'intérêt prioritaire pour l'environnement se fonde sur les méthodes exposées dans Environnement Canada (1997a). L'analyse des voies d'exposition, puis la détermination des récepteurs sensibles servent à sélectionner les paramètres de mesure pour l'évaluation environnementale (p. ex., effets négatifs sur la reproduction d'espèces sensibles de poissons dans une communauté). Pour chaque paramètre, on choisit une valeur estimée de l'exposition (VEE) et on détermine une valeur estimée sans effet observé (VESEO), en divisant la valeur critique de la toxicité (VCT) par un coefficient. On calcule pour chacun des paramètres de l'évaluation un quotient prudent (ou très prudent) [VEE/VESEO], afin de déterminer s'il existe ou non un éventuel risque écologique au Canada. Si ces quotients sont inférieurs à un, on peut en conclure que la substance ne pose pas de risque important pour l'environnement, et l'évaluation du risque se termine là. Si, cependant, le quotient est supérieur à un, il faut procéder, pour ce paramètre, à une analyse dans laquelle on pose des hypothèses plus réalistes et on examine la probabilité et l'ampleur des effets. Dans le deuxième cas, on tient davantage compte des causes de variabilité et d'incertitude dans l'analyse du risque.

3.1.1 Paramètres de l'évaluation

Au Canada, presque tout le disulfure de carbone est rejeté dans l'atmosphère. En conséquence, les mesures des paramètres d'évaluation ont été effectuées sur des organismes terrestres qui vivent à proximité des sources industrielles et qui sont soumis aux risques d'exposition et aux effets les plus sérieux. Si le disulfure de carbone est surtout rejeté dans l'atmosphère, une certaine partie est quand même rejetée dans l'eau. Comme les organismes aquatiques qui vivent près des points de décharge pourraient également être exposés à cette substance, ils ont également été retenus pour la mesure des paramètres de l'évaluation.

3.1.1.1 Organismes terrestres

On possède des données sur les tests de toxicité réalisés sur des plantes, des invertébrés et des vertébrés terrestres qui peuvent être exposés au disulfure de carbone dans l'atmosphère. L'organisme le plus sensible identifié dans le cadre de ces études est la souris, et les données recueillies sur cet animal ont servi à la caractérisation du risque pour les organismes terrestres.

3.1.1.2 Organismes aquatiques

On possède des données sur les tests de toxicité réalisés sur des algues, une daphnie, un amphibien et plusieurs espèces de poissons. L'organisme le plus sensible identifié au cours de ces tests était un invertébré, Daphnia magna, et les données des effets observés sur cette espèce ont servi à la caractérisation du risque pour les organismes aquatiques. Les invertébrés aquatiques sont des consommateurs clés de la chaîne alimentaire aquatique; ils sont eux-mêmes la proie d'autres espèces d'invertébrés et de vertébrés.

3.1.2 Caractérisation du risque environnemental

3.1.2.1 Organismes terrestres

La valeur estimée de l'exposition (VEE) dans l'analyse très prudente des scénarios d'exposition pour les organismes terrestres est de 156 µg/m³; elle correspond à une concentration maximale mesurée dans l'atmosphère sur une période de huit minutes, en aval d'une raffinerie de gaz.

La VCT pour une exposition des organismes terrestres est de 6,9 x 10⁵ µg/m³, et correspond à la CL₅₀ pour les souris exposées pendant une heure par inhalation au disulfure de carbone. En divisant la VCT par un coefficient de 100 (pour tenir compte de la conversion d'une CL₅₀ en une valeur sans effets à long terme, de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles qui existent sur le terrain et des variations inter- et intra-spécifiques de la sensibilité), on obtient une VESEO de 6,9 x 10³ µg/m³. Le quotient très prudent (VEE/VESEO) comparant une exposition (aiguë) à court terme et un effet (chronique) estimé à long terme s'obtient comme suit :

Comme ce quotient très prudent est inférieur à 1, il paraît très peu probable que le disulfure de carbone puisse entraîner des effets négatifs pour les populations d'organismes terrestres au Canada.

3.1.2.2 Organismes aquatiques

La valeur prudente de la VEE pour les organismes aquatiques est de 3,9 µg/L (concentration maximale de disulfure de carbone mesurée dans le lac Ontario en 1981). Cette valeur est jugée prudente puisque les émissions de disulfure de carbone dans l'environnement ont diminué sensiblement depuis le début des années 80. Même si l'on a signalé une valeur plus élevée de l'exposition à cette substance (25 µg/L), celle-ci n'a pas été retenue puisqu'elle était due à la présence d'une usine de produits chimiques aujourd'hui disparue et qu'elle ne représente donc pas la situation actuelle des concentrations dans les eaux de surface.

La VCT est de 2,1 x 10³ µg/L; elle est fondée sur une CL₅₀ mesurée sur 48 heures pour l'invertébré aquatique le plus sensible, Daphnia magna. La division de cette VCT par un coefficient de 100 (tenant compte de la conversion d'une CL₅₀ en une valeur sans effets à long terme, de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles qui existent sur le terrain et du caractère quelque peu limité de l'ensemble de données sur la toxicité) [Environnement Canada, 1997a], donne une VESEO de 21 µg/L.

Le quotient prudent (VEE/VESEO) s'obtient comme suit :

Comme ce quotient est inférieur à 1, il paraît peu probable que le disulfure de carbone puisse causer des effets négatifs sur les populations d'organismes aquatiques au Canada.

Le tableau 4 résume les données de l'analyse du risque.

3.1.2.3 Sources d'incertitude

La présente évaluation des risques environnementaux comporte plusieurs sources d'incertitude, la principale étant l'absence de données récentes sur la concentration ambiante dans la plupart des milieux canadiens. Toutefois, la VEE pour l'air, le milieu environnemental le plus préoccupant, a été calculée à partir de données de surveillance mesurées dans des régions où les rejets canadiens les plus importants sont survenus. En outre, elle représente une valeur maximale correspondant à une période très courte (8 minutes). Il est très peu probable que des concentrations environnementales découlant de rejets pulsés de disulfure de carbone puissent être sous-estimées par cette valeur, que vient par ailleurs confirmer la modélisation réalisée par The (1998) et les données de surveillance recueillies près d'autres sources similaires.

Tableau 4 Résumé des quotients du risque pour le disulfure de carbone établis sous le régime de l'article 64a) de la LCPE 1999

Milieu environnemental	Valeur estimée de l'exposition VEE	Valeur critique de la toxicité VCT	Coefficient de conversion CC	Valeur estimée sans effets observés VESEO	Quotient du risque prudent ou très prudent (VEE/VESEO)
Organismes terrestres	156 µg/m3	CL50 pour une heure 6.9 x 105 µg/m3	100	6.9 x 103 µg/m3	0.023
Organismes aquatiques	3.9 µg/L	CL50 pour 48 heure 2.1 x 103 µg/L	100	21 µg/L	0.19

Il convient par ailleurs de noter que depuis l'époque où l'on a proposé d'inclure cette substance dans la LSIP, la plupart des utilisateurs industriels canadiens de disulfure de carbone ont cessé leurs activités ou amélioré leurs méthodes de réduction des émissions. En conséquence, les concentrations ambiantes de disulfure de carbone présentes dans les divers milieux environnementaux situés au voisinage de telles sources industrielles au Canada risquent d'être inférieures aux valeurs présentées dans la documentation spécialisée. Dans le cas des eaux de surface, par exemple, les valeurs citées de la concentration de disulfure de carbone remontent à au moins 12 ans; comme la plupart des rejets de sources industrielles ont diminué depuis, ces valeurs plus anciennes sont vraisemblablement représentatives d'un scénario d'exposition prudent pour les eaux de surface.

Pour ce qui est des effets du disulfure de carbone sur les organismes terrestres et aquatiques, l'extrapolation des données disponibles sur la toxicité aiguë en effets prévisibles à long terme sur les écosystèmes est entourée d'incertitude. En ce qui concerne les animaux sauvages - notamment les petits mammifères - on a utilisé l'exposition par inhalation d'animaux de laboratoire comme épreuve indirecte de l'exposition en conditions réelles. Par ailleurs, les données sur la toxicité pour les organismes aquatiques provenaient notamment d'études réalisées sur des organismes provenant d'une gamme de niches écologiques et appartenant à divers taxons, mais il n'existe aucune étude de la toxicité chronique pour les invertébrés ou les poissons. Pour tenir compte de ces incertitudes, nous avons utilisé des coefficients prudents dans l'analyse des risques environnementaux pour calculer les VESEO.

Malgré les lacunes relevées concernant les effets environnementaux et l'exposition des organismes au disulfure de carbone, les données disponibles sont jugées suffisantes pour tirer des conclusions sur les risques environnementaux que présente le disulfure de carbone au Canada.

3.2 LCPE 1999, 64b) : Environnement essentiel pour la vie

Les calculs présentés à la section 2.4.2 portent à conclure que le disulfure de carbone ne contribuera vraisemblablement pas de façon significative aux changements climatiques ni à la destruction de l'ozone stratosphérique, mais qu'il présente un potentiel de création d'ozone troposphérique. L'importance de cet effet dépendra de la concentration de disulfure de carbone dans l'atmosphère, et cette concentration dans l'atmosphère au Canada est jugée très faible, comparativement aux concentrations de composés organiques volatils responsables de la formation de l'ozone. En conséquence, la contribution du disulfure de carbone à la formation d'ozone troposphérique n'est pas jugée significative. Compte tenu de ce qui précède, les effets atmosphériques du disulfure de carbone ne devraient pas être significatifs. On juge donc, pour l'instant, que le disulfure de carbone ne devrait pas être considéré « toxique » au sens du paragraphe 64b) de la LCPE.

3.3 LCPE 1999, 64c) : Santé humaine

3.3.1 Calcul de l'exposition de la population

Les données sur les concentrations de disulfure de carbone dans l'environnement qui servent de fondement aux calculs des estimations de l'exposition des Canadiens proviennent d'un nombre limité d'études de l'air ambiant réalisées à quelques endroits au Canada et aux États-Unis, et d'études canadiennes limitées portant sur l'eau potable et les sols, au cours desquelles le disulfure de carbone a rarement été détecté. Dans ces circonstances, il n'est pas possible de procéder à une évaluation probabiliste valable de l'exposition. Dans la présente section, on a calculé des estimations déterministes moyennes de l'absorption, par des membres de la population générale du Canada, du disulfure de carbone présent dans l'air, l'eau et le sol. On a ensuite déterminé des estimations moyennes de l'exposition potentielle des populations vivant au voisinage des sources ponctuelles d'émissions de cette substance dans l'atmosphère, au Canada, à partir des données très limitées disponibles.

On a élaboré des estimations ponctuelles de l'absorption quotidienne totale de disulfure de carbone par les membres de six groupes d'âge de la population générale canadienne (tableau 5), principalement pour déterminer les contributions relatives de divers milieux. Ces estimations montrent que l'absorption du disulfure de carbone présent dans l'environnement se produit essentiellement par inhalation. La conclusion du rôle prédominant de la contamination atmosphérique est confirmée par les résultats des modèles de la fugacité EQC et ChemCAN4, qui indiquent que la presque totalité du disulfure de carbone rejeté dans l'atmosphère (les rejets industriels canadiens sont presque entièrement atmosphériques) tendra à demeurer dans ce milieu. (Il convient toutefois de noter que les concentrations atmosphériques prévues par le modèle ChemCAN4 de la fugacité sont inférieures d'un ordre de grandeur ou plus à celles mesurées dans l'air ambiant par un certain nombre d'études réalisées dans le monde entier. Cette différence pourrait refléter la contribution combinée des sources naturelles et des sources anthropiques locales et des apports d'advection provenant de l'extérieur de la region aux concentrations mesurées.) L'exposition due à l'ingestion d'eau potable et de sol paraît négligeable, comparativement à l'exposition atmosphérique. Compte tenu de l'absence d'utilisations homologuées de disulfure de carbone dans les aliments et des résultats de la modélisation de la fugacité réalisée dans le Sud de l'Alberta, lesquels donnent à conclure que de très faibles concentrations du composé (<1 x 10^-6 µg/g) s'accumuleront dans le biote (voir la section 2.3.1.6), on a présumé que l'exposition par voie alimentaire serait négligeable. Dans le cas des fumeurs, on estime que la fumée de cigarette peut multiplier par un facteur non négligeable l'absorption de disulfure de carbone.

On sait également que les concentrations de disulfure de carbone dans l'air ambiant sont élevées au voisinage de certaines sources ponctuelles au Canada (voir la section 2.3.2.1). Selon la gamme des concentrations moyennes mesurées au voisinage des installations canadiennes de transformation du gaz naturel (1,40 µg/m³ - Legge et al., 1990b) et de production de xanthate (3-6 µg/m³ - Fu, 1997; Weiss, 1998), l'exposition moyenne par inhalation au voisinage de telles installations pourrait être multipliée par un facteur variant de 2 à 10, par rapport à l'exposition de la population générale.

3.3.2 Caractérisation du risque

Les données les plus utiles pour la caractérisation du risque sont celles provenant des études épidémiologiques réalisées sur des populations exposées au disulfure de carbone dans le milieu de travail. Dans la présente section, les données disponibles portant sur les effets qui peuvent avoir une importance critique (p. ex., effets sur les systèmes nerveux et cardiovasculaire) sont évaluées à partir des critères traditionnels de la causalité des études épidémiologiques. (Même si les données épidémiologiques portant sur le rapport entre l'exposition au disulfure de carbone et l'endommagement observé des capillaires de la rétine [voir la section 2.4.3.2.4] répondraient à certains des critères de la causalité, la signification clinique de ces effets est jugée incertaine. Le poids de la preuve en ce qui concerne les autres catégories d'effets examinées aux sections 2.4.3.2 et 2.4.4.2, y compris la cancérogénicité, la génotoxicité et les effets sur la reproduction, le développement et les autres fonctions de l'organisme, est jugé insuffisant.)

Tableau 5 Valeurs estimées de l'absorption moyenne de disulfure de carbone pour la population générale du Canada

	Absorption moyenne de disulfure de carbone (µg/kg-m.c. par jour)
	0-0,5 an1	0,5-4 ans2	5-11 ans3	12-19 ans4	20-59 ans5	60+ ans6
Air extérieur7	0,01	0,02	0,02	0,01	0,01	0,01
Air intérieur8	0,15	0,33	0,26	0,15	0,13	0,11
Eau potable9	0,007	0,003	0,002	0,001	0,001	0,001
Sol10	1 x 10-7	2 x 10-7	7 x 10-8	2 x 10-8	1 x 10-8	1 x 10-8
Absorption totale (excluant aliments ou cigarettes)	0,17	0,36	0,28	0,16	0,14	0,12
Absorption par les fumeurs de cigarettes11	-	-	-	0,67	0,57	0,57

Les effets sur le système nerveux, y compris les effets neurophysiologiques, comportementaux et pathologiques, ont été signalés dans un grand nombre d'études transversales réalisées sur des travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose (voir la section 2.4.3.2.1). La baisse de la vitesse de conduction dans les nerfs moteurs et sensoriels, en général plus prononcée dans les portions les plus distales du système nerveux (p. ex., dans les membres postérieurs), était le type d'effet le plus communément observé. Un petit nombre d'études ont signalé un effet négatif sur les résultats des tests neuropsychologiques, notamment sur la rapidité motrice ou la dextérité chez des travailleurs exposés à des concentrations relativement élevées de disulfure de carbone. Ces résultats portent ainsi à conclure à la cohérence et à la spécificité des effets observés sur le système nerveux.

Dans la plupart des cas, lorsque des sous-groupes des populations étudiées ont été analysés séparément, la réduction de la vitesse de conduction nerveuse était plus prononcée chez les travailleurs exposés aux concentrations les plus élevées, ceux dont les tâches étaient jugées les plus propices à des expositions élevées ou ceux qui étaient victimes de l'exposition cumulative la plus importante (Gilioli et al., 1978; Johnson et al., 1983; Chu et al., 1995; Vanhoorne et al., 1995). Au vu des résultats globaux des études les plus fiables, il semble exister un gradient dans les réactions observées, la gamme des nerfs affichant une baisse de la conduction étant plus grande, et incluant ceux des membres antérieurs, chez les sujets les plus exposés, et les effets se limitant aux membres postérieurs dans les populations exposées à des concentrations modérées ou faibles et restant non significatifs chez les populations les moins exposées (Seppäläinen et Tolonen, 1974; Cirla et Graziano, 1981; Johnson et al., 1983; Sandrini et al., 1983; Vanhoorne et al., 1995; Hirata et al., 1996; Reinhardt et al., 1997a). Par ailleurs, les effets sur la vitesse de conduction dans les nerfs périphériques étaient généralement observés à des concentrations moindres que les autres effets sur le système nerveux, notamment les effets psychomoteurs, tant au cours d'une même étude que d'une étude à l'autre (Cassitto et al., 1978; Hänninen et al., 1978; Cirla et Graziano, 1981; Johnson et al., 1983; Putz-Anderson et al., 1983; Vanhoorne et al., 1995; Reinhardt et al., 1997a, 1997b; De Fruyt et al., 1998). Ces résultats portent à conclure à l'existence d'un rapport dose-réponse pour les effets sur la vitesse de conduction dans les nerfs périphériques et dans d'autres portions du système nerveux, tant au cours d'une même étude que d'une étude à l'autre. En ce qui concerne la temporalité, les résultats sont contradictoires. Selon les informations limitées disponibles, les réductions observées de la vitesse de conduction nerveuse chez les travailleurs soustraits à l'exposition pendant un certain nombre d'années étaient souvent moins prononcées (souvent non significatives) que chez les travailleurs toujours exposés dans certaines études (Hirata et al., 1996), mais non dans d'autres (Seppäläinen et Tolonen, 1974; Sandrini et al., 1983). Toutefois, l'absence de temporalité n'est pas surprenante, compte tenu de la capacité limitée du système nerveux périphérique à se régénérer.

Les effets signalés sur le système nerveux périphérique sont confirmés par les résultats d'études réalisées sur des animaux exposés par inhalation à des concentrations sub-chroniques ou chroniques, au cours desquelles la vitesse de conduction des nerfs périphériques ou de la moelle épinière a subi une baisse constante, accompagnée de lésions histopathologiques et de changements biochimiques semblables à ceux induits par d'autres composés causant l'axonopathie (p. ex., le 2,5-hexanedione, le métabolite neurotoxique de l'hexane) [voir la section 2.4.4.2.1]. Des modifications histopathologiques semblables, accompagnées des signes cliniques et neurophysiologiques d'une neuropathie périphérique, ont également été signalées chez un travailleur exposé à des concentrations relativement élevées de disulfure de carbone (Chu et al., 1996). Plusieurs études réalisées sur des rats ont également montré l'incidence du disulfure de carbone sur la performance mesurée à l'aide de tests neurocomportementaux, ou sur les concentrations de catécholamines dans le cerveau ou les glandes surrénales (voir la section 2.4.4.2.1). (Même si la baisse de la performance observée dans certains tests du comportement était évidente plus tôt, et à des concentrations plus faibles que les effets histopathologiques ou neurophysiologiques, contrairement à ce qu'on observait dans les études épidémiologiques, les changements observés [p. ex., ataxie, écartement latéral, baisse de la force de préhension des membres postérieurs, etc.] sont compatibles avec un dysfonctionnement des segments distaux des neurones moteurs.) On connaît encore mal les détails du mécanisme d'action, mais tout semble indiquer que la dégénérescence des axones qui sous-tend la neuropathie pourrait découler d'une occlusion du transport axonal au niveau des noeuds de Ranvier par des masses de neurofilaments à réticulation covalente (voir la section 2.4.5).

On a observé une surmortalité due à des troubles coronariens dans un certain nombre de cohortes de travailleurs de la viscose rayonne exposés au disulfure de carbone. Même si la plupart de ces études n'ont pas tenu correctement compte de facteurs connus pour leurs effets sur les cardiopathies (p. ex., le tabagisme), toutes les études les plus sérieuses ont constaté la même surmortalité (Hernberg < i>et al., 1970; Mancuso et al., 1981; Sweetnam et al., 1987; MacMahon et Monson, 1988; Swaen et al., 1994; Peplonska et al., 1996). Le rapport observé variait de modéré à élevé, le risque relatif variant de 1,1 à 4,8. Des preuves d'un rapport dose-réponse ont été observées dans la plupart des études où cet aspect a été examiné, mais la caractérisation de l'exposition laissait à désirer dans toutes ces études, étant fondée sur des mesures plutôt sommaires et limitées, par exemple, aux travailleurs exposés depuis longtemps ou à ceux que leur travail exposait aux doses les plus élevées (Mancuso, 1981; Sweetnam et al., 1987; MacMahon et Monson, 1988; Swaen et al., 1994). La surmortalité était en général beaucoup moins prononcée après l'élimination ou la réduction de l'exposition (p. ex., après la retraite ou une mutation à un poste où l'exposition était moindre) [Hernberg et Tolonen, 1981; Sweetnam et al., 1987], satisfaisant ainsi au critère de la temporalité.

Les résultats des études transversales portant sur la morbidité cardiovasculaire ou des mesures cliniques que l'on sait liées au risque de cardiopathie confirment en règle générale les résultats des études sur la surmortalité due à l'insuffisance coronarienne. L'exposition professionnelle a été liée dans un certain nombre d'études transversales à des changements cliniques qui augmentent le risque de cardiopathie, y compris l'augmentation de la tension artérielle et des teneurs sériques en cholestérol total et en C-LDL, et la baisse des teneurs sériques en C-HDL. (Les facteurs confusionnels possibles tels que l'âge et le tabagisme ont été pris en compte dans la plupart de ces études.) Dans les études où l'on a procédé à des comparaisons internes, ces effets étaient liés au degré d'exposition (p. ex., liés au niveau d'exposition ou limités principalement aux sous-populations soumises aux périodes d'exposition les plus longues) [Egeland et al., 1992; Vanhoorne et al., 1992; Stanosz et al., 1994a]. Toutefois, même si ces effets étaient en règle générale absents dans les populations les moins exposées et présents dans les populations modérément ou gravement exposées, les données disponibles ne sont pas entièrement cohérentes à cet égard. Par exemple, une hausse de la teneur en cholestérol total a été observée dans certaines études (Wronska-Nofer et Laurman, 1987; Vanhoorne et al., 1992), mais non pas dans d'autres où les niveaux d'exposition étaient comparables (Hernberg et al., 1971). De même, Egeland et al. (1992) n'ont pas observé de baisse de la teneur en C-HDL dans le groupe exposé à une concentration élevée, alors qu'une telle baisse a été observée chez des travailleurs polonais exposés à des concentrations comparables (Stanosz et al., 1994a). Chez les travailleurs allemands étudiés par Drexler et al. (1995, 1996), l'exposition cumulative variait en proportion inverse de la tension artérielle systolique (à l'opposé, donc, de ce qu'on avait observé dans d'autres études) et des teneurs en C-HDL (paramètres non touchés dans d'autres populations exposées à des teneurs aussi basses, c.-à-d. à une médiane de 13 mg/m³). Certaines études ont signalé des hausses de cas manifestes d'insuffisance coronarienne comme l'angine et un électrocardiogramme anormal chez les travailleurs exposés au disulfure de carbone. Toutefois, dans les études disponibles, il n'existait généralement pas d'information précise sur le degré d'exposition et les augmentations observées étaient souvent non significatives ou fondées sur un petit nombre de cas.

Ainsi, l'exposition professionnelle au disulfure de carbone semble liée de façon cohérente à des risques accrus d'insuffisance coronarienne aux conséquences variables, y compris la mortalité, la morbidité et divers facteurs de risque. Il existe peu d'informations pertinentes quant à la temporalité des effets autres que la mortalité, même si Toyama et Sakurai (1967) ont observé qu'une différence significative initiale dans la teneur sérique en cholestérol total chez des travailleurs japonais de la rayonne de viscose avait disparu dans une deuxième étude réalisée après une réduction importante des concentrations de disulfure de carbone. Le caractère biologiquement plausible de ces observations est confirmé par les résultats d'études effectuées sur des animaux et montrant que l'exposition chronique de rats à des concentrations élevées de disulfure de carbone dans l'air influe de façon uniforme sur le métabolisme des lipides, entraînant une hausse des teneurs sériques en cholestérol et en d'autres lipides du sang et exacerbant les effets athérogènes d'un régime riche en lipides (voir la section 2.4.4.2.1). Ainsi, les critères traditionnels de causalité des associations observées dans les études épidémiologiques sont satisfaits, au moins en partie, en ce qui concerne les effets cardiovasculaires de l'exposition au disulfure de carbone.

Le poids de la preuve des effets sur le système nerveux, qui satisfait à la plupart des critères traditionnels de causalité des études épidémiologiques (y compris la cohérence, la spécificité, le rapport dose-réponse et la vraisemblance biologique), est nettement le plus évident de l'ensemble des types d'effets observés dans les études épidémiologiques qui auraient pu être jugés critiques. (En outre, même si les effets sur le système nerveux ne semblent pas répondre au critère de la temporalité, cette exception est prévisible compte tenu de l'aptitude limitée du système nerveux à se régénérer.) Même si le poids de la preuve des effets sur le système cardiovasculaire répond à plusieurs des critères de causalité, il existe plusieurs sources d'incohérences, entre les études, dans les mesures de la dose-réponse, et les modes d'action possibles n'ont pas été aussi bien élucidés que ceux déterminant la vitesse de conduction dans les nerfs périphériques. En outre, il existe une prévalence sous-jacente élevée de cardiopathies dues à de nombreux autres facteurs, et la faible concavité et la variabilité de la courbe dose-réponse qui en découlent limitent notre aptitude à détecter un effet lié à l'exposition au disulfure de carbone, contrairement à ce qui se produit dans le cas d'un effet spécifique comme la vitesse de conduction nerveuse. Les effets sur la vitesse de conduction des nerfs périphériques ont également été observés de façon passablement constante à des concentrations plus faibles que celles nécessaires à l'observation d'autres effets. Finalement, tel que noté dans la section suivante, cet effet donne également une concentration admissible (CA) inférieure à celle correspondant aux facteurs de risque cardiovasculaire.

Même si les populations de travailleurs de l'industrie de la rayonne de viscose au sein desquelles on observait des effets sur le système nerveux avaient été exposées en même temps au disulfure de carbone et au sulfure d'hydrogène, les données disponibles portent à conclure que les effets observés sur la vit esse de conduction des nerfs périphériques étaient dus uniquement au disulfure de carbone. Dans ces études, les concentrations en sulfure d'hydrogène étaient typiquement beaucoup plus faibles que les concentrations de disulfure de carbone. En outre, les résultats d'un grand nombre d'études réalisées sur des animaux ont confirmé que le disulfure de carbone réduit la vitesse de conduction des nerfs périphériques, et ont permis de décrire les changements histopathologiques et ultrastructuraux associés à cette exposition dans les axones des nerfs périphériques (voir la section 2.4.4.2.1). Dans une de ces études, la vitesse de conduction du nerf moteur caudal chez des rats a été réduite par l'exposition au disulfure de carbone, mais est restée insensible au sulfure d'hydrogène; par ailleurs, le sulfure d'hydrogène n'a pas modifié l'effet du disulfure de carbone dans des essais d'expositions combinées (Gagnaire et al., 1986). L'exposition subchronique de rats Sprague-Dawley à des concentrations de sulfure d'hydrogène atteignant jusqu'à 114 mg/m³ (une concentration qui réduisait le poids corporel) n'a pas influé sur la neuropathologie, observée dans le cadre d'examens histopathologiques réguliers ou lors d'examens de fibres musculaires et surales du nerf tibial (CIIT, 1983).

3.3.3 Analyses doses-réponses

qui ont fait l'objet des études épidémiologiques disponibles (Price et al., 1997). Par ailleurs, les résultats des études épidémiologiques portent à conclure que certains des effets sur le système nerveux (p. ex., baisse de la vitesse de conduction des nerfs périphériques) ne sont pas complètement réversibles. En outre, il est clair que les taux d'exposition varient considérablement entre les différents sites d'un lieu de travail donné et entre les différents postes de travail (Vanhoorne et Grosjean, 1985). En conséquence, les études les plus utiles pour la caractérisation des doses-réponses sont celles où les taux d'exposition ou les processus employés sont restés les mêmes pendant de nombreuses années, et celles où on a recueilli des données de surveillance individuelles.

Si l'on s'appuie principalement sur les résultats des études répondant à ces critères, on constate que les effets sur le système nerveux observés aux concentrations les plus faibles chez les humains étaient la réduction de la vitesse de conduction des nerfs périphériques ou des nerfs sensoriels. Ces effets ont été observés dans le cadre de plusieurs études portant sur des travailleurs de la rayonne de viscose exposés à long terme au disulfure de carbone. Il existe également des preuves passablement cohérentes des effets sur les résultats des tests neurocomportementaux effectués sur de telles populations, mais ces effets n'ont pas été observés aux faibles niveaux d'exposition capables de réduire la vitesse de conduction des nerfs périphériques, et les doses-réponses n'ont pas été aussi bien caractérisées.

Il n'est pas possible, à l'heure actuelle, de déterminer l'existence d'un rapport quantitatif entre une baisse donnée de la vitesse de conduction nerveuse et un degré attendu de perte de fonction. Il convient toutefois de souligner que la vitesse de conduction nerveuse est un indicateur relativement rudimentaire des effets du disulfure de carbone sur les nerfs, puisque la fonction n'est modifiée qu'après la dégénérescence de l'axone, contrairement à ce qu'on observe avec les agents qui produisent la démyélinisation ou qui ont un effet direct sur la conduction. Par ailleurs, même si l'effet en On sait que les concentrations de disulfure de carbone dans l'industrie de la rayonne de viscose ont sensiblement diminué au cours des décennies question est mesuré dans le système nerveux périphérique, le disulfure de carbone produit une axonopathie distale centrale-périphérique et les axones longs du système nerveux central seront vraisemblablement touchés également. En outre, la capacité de régénération du système nerveux périphérique est limitée, et celle du système nerveux central l'est encore plus. Bref, même si une baisse de la vitesse de conduction nerveuse ne se traduit pas, en soi, par un problème de santé, elle n'en demeure pas moins un indicateur et un précurseur d'autres changements qui sont clairement nuisibles. Compte tenu de la réversibilité limitée de cet effet, il paraît justifié d'envisager des mesures de précaution. En conséquence, l'effet critique de la caractérisation de la dose-réponse est une baisse statistiquement significative, liée à l'exposition au disulfure de carbone, de la vitesse de conduction des nerfs périphériques.

Les concentrations les plus faibles liées à la baisse de la vitesse de conduction des nerfs périphériques chez les humains exposés, mesurées dans les principales études examinées, sont très similaires, variant de 13 à <31 mg/m³ (Johnson et al., 1983; Vanhoorne et al., 1995; Hirata et al., 1996; Reinhardt et al., 1997a). Les concentrations sans effet significatif mesurées dans ces études principales sont également très similaires, variant de <10 à 13 mg/m³ (Cirla et Graziano, 1981; Johnson et al., 1983); les deux études laissent toutefois constater des réductions non statistiquement significatives de la vitesse de conduction nerveuse des nerfs péroniers ou suraux même à ces concentrations.

Toutefois, l'exposition de la population étudiée n'a été correctement caractérisée pour permettre les analyses quantitatives des doses-réponses que dans une seule des études épidémiologiques disponibles au cours de laquelle on a lié l'exposition au disulfure de carbone à la réduction de la vitesse de conduction des nerfs périphériques : celle de Johnson et al. (1983). Dans les autres études clés, l'analyse s'est limitée à une comparaison des travailleurs exposés et des témoins (Hirata et al., 1996; Reinhardt et al., 1997a), ou, lorsqu'on présentait une analyse par sous-groupes, cette dernière se limitait à des catégories d'exposition larges (Vanhoorne et al., 1995). En outre, le protocole expérimental de l'étude de Johnson et al. (1983) comptait parmi les mieux conçus de toutes les études disponibles : il portait sur une population de taille appréciable, au sein de laquelle la gamme des degrés d'exposition avait été bien caractérisée au moyen d'échantillonnages individuels et où le degré d'exposition était demeuré stable pendant plus de 20 ans; les analyses prenaient en compte un certain nombre de facteurs confusionnels; l'étude incluait en outre un examen d'autres manifestations des effets sur le système nerveux, y compris les symptômes du système nerveux périphérique et des essais neurocomportementaux.

En s'appuyant sur les résultats de l'étude de Johnson et al. (1983), on a calculé une CA pour l'association entre l'exposition au disulfure de carbone et les effets sur la conduction nerveuse périphérique servant de mesure de la dose-réponse.

La nature continue des variables de réponse disponibles est venue compliquer le calcul de la CA. Avec des données continues, il n'existe habituellement pas de distinction nette entre les réponses normales et négatives. Crump (1995) a suggéré une méthode de calcul des CA dans un tel cas. Cette méthode consiste à défini r directement une réponse anormale en fixant un seuil, au sein de la population non exposée, qui sépare les réactions continues en deux catégories : normales et anormales. En d'autres mots, les réactions jugées plus extrêmes que le seuil ainsi défini sont jugées anormales. Cette méthode réduit effectivement le résultat final continu en un résultat final unique. La CA devient alors la concentration à laquelle le risque d'une réponse anormale s'accroît par une marge donnée. La réponse moyenne observée peut alors être modélisée comme une fonction d'autres facteurs confusionnels (p. ex., l'âge, le poids et la taille). Cette méthode de calcul des CA a été appliquée aux données de l'étude portant sur les travailleurs exposés au disulfure de carbone présentée par Johnson et al. (1983).

Les données de l'étude originale¹ tirées de la population étudiée par Johnson et al. (1983) ont servi à calculer la CA. Les fichiers de données contenaient des mesures réalisées sur 165 travailleurs exposés et 245 travailleurs non exposés. Les mesures étaient des indicateurs (variables de réponse) liés à des cardiopathies ischémiques et au système nerveux périphérique, ainsi qu'à de possibles informations confusionnelles ². Les taux d'exposition étaient représentés soit par l'exposition actuelle au disulfure de carbone sur le lieu de travail, en parties par million (ppm), par l'exposition cumulative en ppm par mois ou par l'exposition moyenne (ppm), correspondant à l'exposition cumulative divisée par la durée d'exposition.

Comme l'avaient fait Johnson et al. (1983) et Price et al. (1996), on a éliminé de l'analyse portant sur le système nerveux les travailleurs diabétiques, ceux dont la consommation d'alcool était excessive (≥35 unités) et ceux dont les teneurs en plomb du sang étaient élevées (≥ 40 µg/dL). Ces conditions peuvent causer une neuropathie périphérique et risquent ainsi de masquer l'effet de l'exposition. Comme l'avaient fait Egeland et al. (1992), on a exclu de l'analyse portant sur la tension artérielle les travailleurs qui utilisaient des médicaments antihypertenseurs, de l'analyse de la glycémie à jeun ceux qui utilisaient des médicaments hypoglycémiques, et de l'analyse des lipoprotéines ceux qui utilisaient des corticostéroïdes, des médicaments hypolipidémiants ou des médicaments pour la thyroïde.

On a utilisé l'analyse de régression par degrés pour déterminer les variables confusionnelles (y compris les trois mesures de l'exposition - actuelle, cumulative et moyenne) qui pourraient servir à expliquer les variables de réponse. Pour les réponses présentant un rapport significatif avec l'exposition, des valeurs de la CA ont été calculées à l'aide de la méthode suivante.

On a d'abord calculé la régression de l'exposition et de tous les autres facteurs confusionnels significatifs sur la réponse :

γ β' χ + γd

(1)

où y désigne la réponse, d l'exposition, x un vecteur des variables confusionnelles et b et g des paramètres estimés dans la régression. Pour les fins de l'analyse, la réponse y est assimilée à la réponse moyenne en fonction de l'exposition, c'est-à-dire : γ = µ(d).

Les réponses ont ensuite été discrétisées à l'aide de la méthode de Crump (1995), modifiée pour utiliser le risque excessif au lieu du risque supplémentaire. Dans cette méthode, on présume qu'une proportion P₀ du groupe témoin sera anormale. On choisit de limiter la taille de ce groupe (p. ex., 5 % ou 1 %) de sorte que la plupart des sujets non exposés ne seront pas anormaux. Cette méthode équivaut à choisir un seuil d'inclusion χ₀ au-dessus duquel une réponse appartenant au groupe témoin sera jugée anormale. La probabilité qu'une réponse de la population non exposée soit anormale est calculée comme suit :

(2)

où Φ désigne la fonction de densité cumulative normale (c.-à-d. Φ(z) désigne la probabilité qu'une variable normale standard soit inférieure à z), µ désigne la réponse moyenne en fonction de l'exposition et s désigne l'écart-type, que l'on présume constant pour toutes les expositions. En conséquence, l'équation 2 nous indique que pour une valeur connue de χ₀, P₀ peut être calculée à l'aide des tables normales, et vice versa. Pour la présente analyse, la valeur de P0 est fixée à 1 % ou à 5 %. Étant donné P₀ (et χ₀), la probabilité d'obtenir une réponse anormale avec une dose d est calculée comme suit :

(3)

La valeur de la CA est calculée en attribuant à la valeur du risque excessif la valeur du niveau de risque admissible (NRA), c'est-à-dire :

(4)

La résolution de l'équation 2 pour χ₀, la transposition du résultat dans l'équation 3 et la transposition des résultats des équations 2 et 3 dans l'équation 4 montrent que la résolution de l'équation 4 pour la CA équivaut à résoudre l'équation suivante :

(5)

pour la CA, avec

et la valeur de µ définie par l'équation 1. Cette procédure permet de réduire le continuum en un résultat final unique; la valeur de la CA₀₅ correspond ainsi à la concentration à laquelle le risque excessif d'une réponse anormale est de 5 %.

Il convient de noter que cette démonstration présume que des valeurs plus grandes de la réponse correspondront à des effets indésirables. La tension artérielle en fournit un bon exemple puisqu'une augmentation de la valeur de ce paramètre entraîne une augmenta tion du risque de cardiopathie. Si les réponses plus petites sont plus graves, à l'exemple de ce qu'on observe avec la vitesse de conduction nerveuse, où c'est le ralentissement qui est nuisible, le même raisonnement s'appliquera et l'équation 5 sera identique, exception faite de M qui sera remplacé par -M.

La valeur de la CA a été calculée en remplaçant l'équation 1 dans l'équation 5, avec y = µ(d) et en résolvant pour la CA. Les termes β' χ ' s'annulent, et l'équation devient :

(6)

Finalement, la valeur de la CAI, c'est-à-dire la limite inférieure de l'intervalle de confiance de la CA, s'obtient à l'aide d'une formule standard de régression linéaire pour la limite inférieure d'une prédiction inverse (c.-à-d. lorsque la réponse est connue et que l'exposition est estimée à l'aide de l'équation 6). Cette formule est utilisée, par exemple, par Neter et al. (1989). Les valeurs de la CA calculées à partir des expositions cumulatives ont été converties en valeurs de l'exposition quotidienne (ppm) en divisant par 12,2 années, soit la durée moyenne d'exposition des travailleurs de la cohorte.

L'analyse de régression par degrés a montré qu'en ce qui a trait aux effets sur le système nerveux, il existait un rapport significatif entre la vitesse maximale de conduction nerveuse motrice pour le nerf péronier et la vitesse de conduction sensorielle pour le nerf sural, et l'ensemble des trois mesures d'exposition. Le modèle par degrés aurait normalement utilisé l'exposition moyenne pour la conduction nerveuse motrice du nerf péronier et l'exposition cumulative pour la conduction nerveuse sensorielle du nerf sural. Toutefois, on a choisi d'utiliser l'exposition moyenne pour la modélisation des deux résultats, puisque le modèle incluant l'exposition cumulative décrit la distribution des données sur la vitesse de conduction nerveuse sensorielle du nerf sural presque aussi bien (r² = 0,166 comparativement à r² = 0,158 pour l'exposition moyenne), et que l'utilisation de l'exposition moyenne donne une estimation plus précise de l'exposition ambiante de chaque travailleur (on divise l'exposition cumulative par la durée d'emploi pour chaque travailleur, au lieu de diviser la valeur finale de la CA par la durée moyenne d'emploi pour l'ensemble de la cohorte exposée). On a observé un rapport significatif entre la latence distale du nerf sural et le degré d'exposition actuel après l'élimination d'une valeur aberrante (39,1, alors que la valeur médiane de la latence distale du nerf sural pour la cohorte était de 4,2), mais le rapport avec l'exposition n'était plus significatif. En conséquence, la latence distale du nerf sural n'a pas été utilisée pour le calcul de la CA. Parmi les facteurs de risque de cardiopathie, la teneur en C-LDL était significativement liée à l'exposition actuelle.

Les variables choisies pour l'inclusion dans les modèles de régression linéaire par degrés étaient l'âge, la taille, la race et l'exposition moyenne pour la vitesse de conduction nerveuse motrice maximale du nerf péronier; l'âge, la taille, le poids et l'exposition moyenne pour la vitesse de conduction sensorielle du nerf sural; et l'âge, l'exposition actuelle, le poids et la taille pour la teneur en C-LDL. Pour chaque valeur de la vitesse de conduction nerveuse motrice du nerf péronier, de la vitesse de conduction nerveuse sensorielle du nerf sural et de la teneur en C-LDL, les valeurs des variables contributrices correspondantes ont été incorporées dans l'équation de régression linéaire 1, et l'on a calculé les paramètres estimés.

Les valeurs des CA₀₅ ont été calculées à l'aide de l'équation 6, avec une valeur de M égale à 0,77 pour un taux de réponses négatives de 1 % et à 0,35 pour un taux de réponses négatives de 5 %, une valeur de δ égale à l'écart-type et une valeur de g égale au coefficient de régression pour l'exposition. Les résultats de ces calculs sont présentés au tableau 6. Pour une réponse anormale fondée sur le 5^e percentile de la population témoin (c.-à-d. une réponse négative de 5 %), les valeurs des CAI₀₅ obtenues (les limites inférieures de l'intervalle de confiance de 95 % des CA₀₅) étaient 6,3 ppm (20 mg/m³) pour la vitesse de conduction motrice du nerf péronier et 9,9 ppm (31 mg/m³) pour la vitesse de conduction sensorielle du nerf sural. (On a également observé un rapport significatif entre la teneur sérique en C-LDL et l'exposition au disulfure de carbone, mais les preuves d'effets cardiovasculaires ne sont pas aussi évidentes dans ce cas que dans celui des effets sur le système nerveux, et la CA calculée pour ce paramètre était plus grande, dans tous les cas, que celle obtenue pour la vitesse de conduction motrice du nerf péronier [tableau 6].) Les estimations ponctuelles de la CAI₀₅sont passablement similaires aux limites inférieures. Les valeurs des CA₀₅et des CAI₀₅estimées pour une réponse négative de 1 % sont supérieures d'environ deux ordres de grandeur à celles calculées pour une réponse négative de 5 %.

En utilisant la valeur de la CAI₀₅estimée pour une réponse négative de 5 % correspondant à la variable de réponse la plus sensible, soit la vitesse de conduction motrice du nerf péronier³ à 6,3 ppm (20 mg/m³), on a dérivé la valeur de la concentration tolérable (CT) comme suit :

Tableau 6 Valeurs finales de la CA₀₅ et de la CAI₀₅ pour les variables de résultat sélectionnées

Variable	Réponses négatives de 1 %		Réponses négatives de 5 %
	CA05 (ppm)	CAI05 (ppm)	CA05 (ppm)	CAI05 (ppm)
Vitesse de conduction motrice du nerf péronier	16,3	14,9	7,6	6,3
Vitesse de conduction sensorielle du nerf sural	25,9	23,7	12,1	9,9
Teneur en cholestérol à lipoprotéines de basse densité	20,9	19,2	9,8	8,1

où :

• 20 mg/m³ est la valeur de la CAI₀₅ estimée pour une réponse négative de 5 % pour la vitesse de conduction motrice du nerf péronier fondée sur les données originales de l'étude transversale de Johnson et al. (1983) portant sur des travailleurs américains de l'industrie de la rayonne de viscose exposés à long terme au disulfure de carbone;
• 8/24 et 5/7, les facteurs de conversion d'une exposition de huit heures par jour ouvrable et de cinq jours par semaine de travail respectivement en une exposition continue;
• 50, le facteur d'incertitude (x10 pour les variations intra-spécifiques [ interindividuelles] ⁴; x 5 pour tenir compte du risque d'effets sur le développement neurocomportemental, puisque les données disponibles limitées, même si elles n'autorisent pas le calcul d'une CT, donnent à penser que le développement des enfants pourrait être plus sensible aux effets neurologiques du disulfure de carbone). Même si les paramètres neurocomportementaux observés chez les animaux laissaient constamment constater des effets de concentrations plus faibles de disulfure de carbone chez les petits en développement (Hinkova et Tabacova, 1978; Tabacova et al., 1981, 1983; Lehotzky et al., 1985) que chez les adultes (Goldberg et al., 1964a, 1964b; Frantik, 1970; Opacka et al., 1984; Moser et al., 1998), les lacunes des données disponibles nous empêchent d'élaborer un facteur d'incertitude fondé sur les données qui permettrait de prendre en compte cette différence, à cause des effets de facteurs tels que la variété des paramètres examinés, l'espacement inadéquat des concentrations et les problèmes de présentation des données de certaines études. Cette source d'incertitude est examinée plus en détail à la section 3.3.5. L'intégration d'un facteur d'incertitude supplémentaire pour tenir compte d'une durée d'exposition plus courte que la vie entière n'a pas été jugée nécessaire compte tenu de la longue durée de l'exposition de la population sur laquelle on a fondé le calcul de la CT (moyenne de 12,2 années), de l'association moindre de la vitesse de conduction motrice du nerf péronier et de l'exposition cumulative dans l'analyse de régression et de la durée de vie limitée des neurofilaments qui traversent l'axone (environ 3 à 8 mois). On a en outre omis de tenir compte des insuffisances des données disponibles quant à certains autres effets (p. ex., cancer, appareil reproducteur), puisque les données disponibles indiquent que l'effet critique est vraisemblablement limitant.

On n'a pas calculé de concentration tolérable pour l'exposition au disulfure de carbone par ingestion, à cause des limites des données disponibles. Il n'existe aucune étude épidémiologique ou contrôlée portant sur l'exposition des humains au disulfure de carbone par voie orale. Les données de la toxicité pour les animaux, qui sont limitées aux résultats d'études à court terme portant sur des paramètres spécialisés dans de petits groupes de rats ou de souris exposés à une ou deux concentrations et d'études uniques bien conduites et bien décrites portant sur la toxicité pour le développement des rats et des lapins, sont jugées insuffisantes pour l'analyse de la dose-réponse de l'exposition au disulfure de carbone par voie orale. Il convient toutefois de mentionner qu'une concentration tolérable dérivée à partir de la concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) pour la toxicité pour le développement de 25 mg/kg-m.c. par jour dans l'étude réalisée par Jones-Price et al. (1984b) sur des lapins donnerait des résultats presque identiques à ce qu'on pourrait obtenir en tenant compte du volume d'air inhalé et du poids corporel de diverses classes d'âge de la population canadienne (EHD, 1998), pour la CT examinée ci-dessus.

3.3.4 Caractérisation du risque pour la santé humaine

Les concentrations moyennes de disulfure de carbone atmosphérique utilisées pour estimer l'exposition de la population générale du Canada sont de 0,63 µg/m³ pour l'air intérieur, et de 0,30 µg/m³ pour l'air extérieur. En présumant que les gens passent en moyenne 21 heures à l'intérieur et trois heures à l'extérieur chaque jour (EHD, 1998), ils seront exposés à une concentration moyenne pondérée en fonction du temps de 0,58 µg/m³. Cette concentration est 172 fois moindre que la CT dérivée ci-dessus. Les concentrations moyennes de disulfure de carbone mesurées dans l'atmosphère dans le cadre d'un petit nombre d'études réalisées au voisinage des sources ponctuelles au Canada variaient de 1,4 à 6 µg/m³, alors que la concentration moyenne maximale sur 24 heures prévue par la modélisation de la dispersion des sources anthropiques les plus importantes au Canada était de 14 µg/m³. Ces concentrations sont de 7 à 71 fois moins importantes que la CT calculée ci-dessus.

3.3.5 Incertitudes et degré de confiance liés à la caractérisation du risque pour la santé humaine

Les estimations moyennes de l'absorption du disulfure de carbone présent dans l'air, la source principale d'exposition la plus vraisemblable, s'entourent d'un haut degré d'incertitude à cause de la rareté des données de surveillance portant sur l'air intérieur et sur l'air extérieur. Les valeurs estimées de cette absorption sont fondées sur les résultats d'une enquête américaine très limitée portant sur les concentrations dans l'air intérieur et extérieur d'une seule région géographique. Si les teneurs faibles mesurées dans l'air ambiant au cours de cette étude sont confirmées par d'autres données disponibles, l'ensemble des études disponibles reste extrêmement limité puisque ces dernières n'ont été réalisées qu'à très peu d'endroits, pour des périodes de temps très courtes et en utilisant souvent des méthodes qui n'étaient pas suffisamment sensibles pour détecter de façon fiable le disulfure de carbone aux concentrations ambiantes. Les mêmes restrictions s'appliquent aux données extrêmement limitées qui existent sur les concentrations de disulfure de carbone présentes au voisinage des sources ponctuelles au Canada. En outre, l'emplacement des stations de surveillance par rapport au point d'impact des sources d'émissions ponctuelles n'a souvent pas été précisé dans ces études, pas plus que la taille ni l'emplacement des populations humaines locales. Finalement, il existe très peu de données sur les concentrations de disulfure de carbone présentes dans l'air intérieur.

L'absence de données de surveillance actuelles représentatives sur les aliments présente une autre source d'incertitude. Même si le disulfure de carbone n'est plus homologué pour les utilisations alimentaires au Canada et si les résultats des modèles de fugacité laissent conclure qu'il ne s'accumule pas à un niveau appréciable dans les plantes et les animaux terrestres, on sait qu'il se forme dans les plantes et le sol lors du métabolisme de certains thiocarbamates. Le disulfure de ca rbone est également un métabolite produit par les plantes et les organismes du sol à partir de composés sulfurés naturels. On n'a toutefois obtenu aucune information qui nous permettrait d'estimer de façon quantitative les riques d'exposition au disulfure de carbone dus à ces sources au Canada (Ballantine, 1998; Moore, 1999).

On considère toutefois avec un degré passable de certitude que l'eau potable et les sols ne jouent qu'un rôle négligeable dans l'exposition totale au disulfure de carbone. Selon les données d'une étude limitée portant sur l'eau potable traitée et d'une autre petite étude portant sur les sols de zones non contaminées, même les valeurs supérieures de la gamme des taux d'absorption estimés dus à ces milieux, calculées en présumant que le disulfure de carbone était présent à la limite de détection dans les échantillons dans lesquels il n'a pas été détecté (la vaste majorité), sont inférieures de plusieurs ordres de grandeur aux concentrations mesurées dans l'air intérieur ou extérieur. En outre, ces estimations sont compatibles avec les données que l'on possède sur les rejets anthropiques au Canada (presque entièrement atmosphériques), les propriétés physiques et chimiques du disulfure de carbone et les résultats de la modélisation de la fugacité (on ne s'attend pas à un transfert dans le sol).

Le degré de confiance global des estimations de l'exposition des populations est en conséquence faible, à cause surtout de la rareté des données sur les concentrations de disulfure de carbone présentes dans l'air, le principal milieu d'exposition. Dans une moindre mesure, l'absence de connaissances sur la contribution des aliments à l'exposition environnementale totale ajoute à l'incertitude, principalement en ce qui concerne le rôle possible des pesticides à base de dithiocarbamate et des composés sulfurés naturels dans l'exposition de la population générale.

Le degré de confiance dans les données disponibles portant sur les effets d'une exposition au disulfure de carbone est modéré.

La confiance qu'on accorde aux résultats de l'étude critique de Johnson et al. (1983), laquelle faisait partie d'une enquête plus vaste et bien conçue au cours de laquelle une vaste gamme de paramètres (y compris ceux qui avaient été historiquement associés à l'exposition au disulfure de carbone) ont été examinés dans une population de taille appréciable et pour laquelle une gamme d'expositions et de facteurs confusionnels potentiels ont été passablement bien caractérisés, est assez bonne. En outre, l'effet critique (réduction de la vitesse de conduction nerveuse périphérique) identifié dans cette étude a été régulièrement confirmé par les résultats d'autres études épidémiologiques rigoureuses portant sur des degrés d'exposition relativement faibles (comme pour l'étude de Johnson et al., 1983) et par les résultats d'études réalisées sur des animaux et portant à la fois sur la nature et le mécanisme d'action plausible de l'effet critique. Toutefois, même si la caractérisation de l'exposition dans l'étude critique était fondée sur des contrôles individuels au sein d'une population de travailleurs qui avaient conservé le même type de tâche pour la durée de leur période d'emploi, il convient de noter que les contrôles individuels n'étaient réalisés que sur des périodes de quelques jours à la fois et qu'ils ne portaient que sur une minorité de la population étudiée. En outre, dans les analyses des doses-réponses de l'article original de Johnson et al. (1983), ainsi que dans la présente évaluation, on assignait à chaque travailleur une concentration moyenne dans l'air respiré correspondant à sa tâche particulière, alors que l'on sait que la gamme des concentrations mesurées pour certaines catégories d'emploi était passablement large, variant de plus de deux ordres de grandeur (Egeland et al., 1992).

L'effet critique (réduction de la vitesse de conduction des nerfs périphériques) étant un indicateur assez rudimentaire des effets sur le système nerveux, puisqu'il est consécutif à l'endommagement des axones, vient ajouter au degré d'incertitude. En outre, il est probable que des effets semblables surviennent dans les axones longs du système nerveux central (Hirata et al. [1992a] ont effectivement observé des effets sur la latence de certaines composantes du potentiel évoqué auditif du tronc cérébral chez des rats à des concentrations d'exposition légèrement inférieures à celles qui ont influé sur la vitesse de conduction des nerfs périphériques), même si ces effets n'ont pas fait l'objet d'études aussi poussées que celles du système nerveux périphérique.

Finalement, les limites des bases de données disponibles ajoutent un degré considérable d'incertitude, particulièrement en ce qui concerne les effets du disulfure de carbone sur le développement neurocomportemental. Même si les données disponibles obtenues pour des animaux indiquent de façon uniforme que les petits en développement sont plus sensibles à la neurotoxicité du disulfure de carbone que les adultes (il n'existe pas de données sur les effets neurocomportementaux chez les humains exposés in utero), le degré de la différence de sensibilité n'est pas clair à cause de la variété des paramètres qui ont été examinés, de la variabilité des concentrations utilisées et des méthodes de présentation inadéquates utilisées dans un certain nombre des études clés. En conséquence, ces données ne sauraient servir de base à l'élaboration d'une CT. (Même si la confiance qu'on peut accorder à ces études, réalisées dans un seul laboratoire et dont la présentation a, dans certains cas, été bâclée, est faible, la recherche sur les effets du disulfure de carbone sur le développement neurocomportemental est jugée importante pour l'avenir, compte tenu des concentrations à effet observé très faibles signalées dans certaines études. En particulier, malgré l'existence d'un certain nombre d'études sur le développement [voir la section 2.4.4.2.5], les paramètres neurocomportementaux n'ont été évalués que dans quelques-unes de ces études, et il conviendrait de réaliser une étude sérieuse, portant sur plusieurs générations, au cours de laquelle on évaluerait les paramètres neurocomportementaux afin de confirmer les résultats obtenus par Tabacova et al. [1983].) Même si les données disponibles ayant trait aux autres effets de l'exposition au disulfure de carbone (p. ex., effets sur la reproduction) sont également inadéquates, il convient de noter qu'elles risqueront peu d'être limitantes, puisqu'il semble qu'elles soient associées à des degrés d'exposition plus élevés que ceux liés aux effets neurologiques critiques.

3.4 Conclusions

LCPE 1999, 64a) : D'après les données disponibles, on conclut que le disulfure de carbone ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique. En conséquence, le disulfure de carbone n'est pas considéré comme « toxique » au sens de l 'alinéa 64a) de la LCPE 1999.

LCPE 1999, 64b) : D'après les données disponibles, on conclut que le disulfure de carbone ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. En conséquence, le disulfure de carbone n'est pas considéré comme « toxique » au sens de l'alinéa 64b) de la LCPE 1999.

LCPE 1999, 64c) : D'après les données disponibles, on conclut que le disulfure de carbone ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines. En conséquence, le disulfure de carbone n'est pas considéré comme « toxique » au sens de l'alinéa 64c) de la LCPE 1999.

Conclusion générale : À partir d'une évaluation critique des données pertinentes, le disulfure de carbone n'est pas considéré comme « toxique » au sens de l'article 64 de la LCPE 1999.

3.5 Considérations relatives au suivi (mesures à prendre)

Étant donné que le disulfure de carbone n'est pas considéré comme « toxique » au sens de l'article 64 de la LCPE 1999, l'évaluation des options, sous le régime de cette loi, pour réduire l'exposition n'est pas considérée comme prioritaire pour le moment. Cependant, cette conclusion se fonde sur les usages actuels; les rejets de ce composé devraient continuer à être surveillés pour faire en sorte que l'exposition n'augmente pas de façon significative. Les données disponibles indiquent que les rejets anthropiques de disulfure de carbone dans l'environnement canadien proviennent, à l'heure actuelle, presque exclusivement de la transformation du gaz et du pétrole.