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Rapport d’évaluation préalable

1,1- Dichloroéthylène
(1,1-Dichloroéthène)

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
75-35-4

Environnement Canada
Santé Canada
Juin 2013

(Format PDF - 420 Ko)

Table des matières

Sommaire

Conformément aux alinéas 68 b) et 68 c) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du 1,1-dichloroéthylène (1,1-dichloroéthène), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 75-35-4. Une priorité élevée a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le 1,1-dichloroéthène pour la santé humaine, car il a été classé par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité.

Le 1,1-dichloroéthène est un composé organique chloré qui a été utilisé dans des solvants et comme agent intermédiaire dans différents processus chimiques. Selon une enquête publiée en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), on a importé et fabriqué au Canada entre 10 et 100 tonnes de 1,1-dichloroéthène au cours de l'année 2000. Toutefois, cette substance n'est plus produite ni importée au Canada à ces fins. De petites quantités de 1,1-dichloroéthène sont créées involontairement pendant plusieurs processus industriels; la plus grande partie de cette substance est transformée en d'autres substances dans les installations.

À l'échelle mondiale, le 1,1-dichloroéthène est utilisé principalement comme intermédiaire dans la production de polymères et de copolymères de polychlorure de vinylidène, qui peuvent ensuite être utilisés dans divers produits finaux, par exemple les emballages alimentaires en plastique, les tapis à dossier de latex, les vêtements résistants au feu et à l'inflammation, les pare-vapeur pour l'isolation, les revêtements en papier et en carton, et le film photographique. Le 1,1-dichloroéthène peut persister sous forme de résidus de fabrication non voulus dans certains de ces articles, qui peuvent être commercialisés au Canada. Le 1,1-dichloroéthène peut également être utilisé dans la production d'hydrocarbures chlorés et fluorés, de chlorures de chloroacétyle, de latex et de résines, comme agent pour la flottation de minerai, comme solvant dans les décapants à peinture et à vernis, et comme dégraisseur à la vapeur et agent nettoyant industriel.

Le 1,1-dichloréthène doit faire l'objet d'une déclaration à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP); les rejets déclarés ont diminué continuellement, passant de 87 kg en 2000 à 1 kg en 2003. Depuis 2003, aucune entreprise n'a fait état de rejets de 1,1-dichloroéthène à l'INRP.

Le 1,1-dichloroéthène peut être rejeté pendant la dégradation de produits de polychlorure de vinylidène et pendant la décomposition abiotique et biotique des solvants de nettoyage à sec et de dégraissage, le 1,1,1-trichloroéthane, le 1,1,2,2-tétrachloroéthène (tétrachloroéthène ou perchloroéthylène), le 1,1,2-trichloroéthène et le 1,2-dichloroéthane. Plusieurs de ces solvants ne sont plus utilisés au Canada et les pratiques d'élimination ont été améliorées, de façon à ce que de nouvelles sources importantes de 1,1-dichloroéthène dans le sol et les eaux souterraines sont peu probables. De récentes données de surveillance révèlent que le 1,1-dichloroéthène est présent dans l'air urbain à de très faibles concentrations, souvent juste au-dessus des seuils de détection analytique.

D'après les données expérimentales et modélisées pour le 1,1-dichloroéthène, la substance devrait se dégrader facilement dans l'air, le sol et l'eau. Selon ses propriétés physiques et chimiques, et les prévisions fondées sur les modèles de bioaccumulation, la substance ne devrait pas subir de bioaccumulation dans les organismes aquatiques. Par conséquent, le 1,1-dichloroéthène ne répond pas aux critères du potentiel de persistance et de bioaccumulation énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. De plus, les données empiriques disponibles sur l’écotoxicité (pour les mammifères, les plantes aquatiques et terrestres, les invertébrés et les vertébrés) indiquent que le 1,1-dichloroéthène n'est pas très dangereux pour les organismes non humains.

D’après les faibles concentrations mesurées ou attendues dans l’environnement canadien et les faibles dangers associés à cette substance, il est très peu probable qu'il y ait des effets nocifs sur l'environnement découlant des concentrations de 1,1-dichloroéthène qui se trouvent dans l'environnement, en particulier compte tenu de la faible persistance et du faible potentiel de bioaccumulation du 1,1-dichloroéthène, ainsi que de la réduction des utilisations et des rejets.

À la lumière des renseignements disponibles, on conclut que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64a) ou b) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

L'exposition de la population générale au 1,1-dichloroéthène provient principalement de l'air intérieur, et peut-être de l'alimentation. Une comparaison du plus faible seuil critique pour des effets par inhalation pour des effets non cancérogènes avec la concentration médiane la plus élevée de 1,1-dichloroéthène dans l'air intérieur, dans des études récentes au Canada, et une comparaison du seuil critique pour des effets par voie orale non cancérogènes et la limite supérieure estimée de l’absorption quotidienne, donnent des marges d'exposition qui sont jugées adéquates pour tenir compte de certaines incertitudes liées aux bases de données sur les effets pour la santé et sur l'exposition pour les effets non cancérogènes chroniques. De plus, pour les effets non cancérogènes fondés sur une période non chronique, une comparaison du plus faible seuil critique pour des effets par inhalation pour de telles périodes avec la concentration la plus élevée au 95e centile de 1,1-dichloroéthène dans l'air à partir des études récentes au Canada a permis d'obtenir une marge d'exposition qui est jugée adéquate pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données des effets sur la santé et l'exposition.

La cancérogénicité constitue un effet critique pour la caractérisation des risques du 1,1-dichloroéthène. Après avoir inhalé des concentrations élevées de 1,1-dichloroéthène durant toute leur vie, des souris ont développé des tumeurs aux reins. Une comparaison de la concentration associée à un effet critique pour le cancer et de la tranche supérieure des estimations de l'absorption quotidienne donne des marges d'exposition qui sont jugées adéquates pour prendre en considération certaines incertitudes liées aux bases de données sur les effets pour la santé et sur l'exposition concernant des effets cancérogènes. De plus, les renseignements disponibles semblent indiquer que le mode d'induction de tumeurs chez les animaux de laboratoire peut ne pas s’appliquer aux humains.

D'après les renseignements disponibles, il est conclu que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

D'après les renseignements disponibles en ce qui concerne les considérations se rapportant à l'environnement et à la santé humaine, il est conclu que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

Introduction

La présente évaluation préalable a été effectuée conformément à l'article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999). Cet article de la Loi permet aux ministres de l’Environnement et de la Santé de procéder à des évaluations des substances afin de déterminer si elles répondent ou pourraient répondre aux critères énoncés à l’article 64 de la Loi.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance présente ou est susceptible de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine, conformément aux critères énoncés dans l'article 64 de la LCPE (1999). Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur le poids de la preuve et le principe de prudence. [1] Une priorité a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le 1,1-dichloroéthène (1,1-DCE) (numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 75-35-4) pour la santé humaine, car il a été classé par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité.

La version de 2005 du Rapport sur l’état des connaissances scientifiques sous-jacent à une évaluation préalable du 1,1-DCE a été affichée sur le site Web de Santé Canada le 3 novembre 2005. Le Rapport a été soumis à un examen externe réalisé par le personnel de Toxicology Advice and Consulting Limited, par V.C. Armstrong (conseiller) et par P. Price (The Lifeline Group Inc.), afin de garantir le caractère adéquat de la couverture des données et le caractère défendable des conclusions. Les commentaires externes ont été pris en considération dans l’ébauche du Rapport sur l’état des connaissances scientifiques. L’évaluation préalable des effets sur la santé comprise dans ce document est une mise à jour du Rapport sur l’état des connaissances scientifiques; la mise à jour n’a pas été examinée par les pairs subséquemment car les nouvelles données disponibles étaient limitées.

La présente évaluation préalable contient des renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l’exposition. Les données pertinentes pour l’évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d’évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d’autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu’en décembre 2009 pour les sections traitant des aspects écologiques et jusqu’en septembre 2009 pour les sections traitant des effets sur la santé humaine. De plus, les données déclarées initialement qui provenaient des rapports provisoires de deux études de Santé Canada ont été mises à jour dans le cadre de cette évaluation fondée sur la version finale de ces rapports qui a été publiée en 2010. De plus, une enquête auprès de l’industrie a été menée en 2000 au moyen d’un avis paru dans la Gazette du Canada conformément à l’article 71 de la LCPE (1999). Cette enquête a permis d’obtenir des données sur la fabrication et l’importation au Canada des substances du projet pilote figurant sur la LIS (Environnement Canada, 2001a). Les études les plus importantes ont fait l’objet d’une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

Dans le cas de l’évaluation des risques pour la santé humaine, ces renseignements comprennent les données utiles à l’évaluation de l’exposition de la population générale (exposition non professionnelle) et l’information sur les dangers pour la santé. Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l’effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l’exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l’exposition et les effets, et ce, dans le contexte d’une évaluation préalable. L’évaluation préalable n’est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s’agit plutôt d’un sommaire de l’information la plus importante afin d’appuyer la conclusion.

La présente évaluation préalable finale a été préparée par le personnel des Programmes des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada. Comme il a été mentionné précédemment, le Rapport sur l’état des connaissances scientifiques sous-jacentes à une évaluation préalable des effets sur la santé a été soumis à un examen externe antérieurement. Le volet écologique de la présente évaluation a fait l'objet d'une étude scientifique consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers, et les commentaires reçus ont été pris en considération dans la production de ce rapport. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part de BIBRAToxicology Advice and Consulting, The LifeLine Group, et deux consultants indépendants (Marla Shapiro, Ph. D. et V.C. Armstrong, Ph. D.). Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a été publiée le 16 décembre 2011 et fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Même si les commentaires venant de l’extérieur ont été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l’ébauche d’évaluation préalable.

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

Identité de la substance

Le 1,1-dichloroéthène sera désigné dans cette évaluation par son acronyme, c’est-à-dire 1,1-DCE. Les renseignements sur son identité sont présentés dans le tableau 1.

Tableau 1 Identité de la substance -- 1,1-DCE
N° CAS75-35-4
Nom dans la LIS1,1-dichloroéthylène
Noms dans les NCI[1]1,1-dichloroéthène (TSCA, DSL, AICS, SWISS, PICCS, ASIA-PAC, NZIoC)
1,1-dichloroéthylène (EINECS)
1,1-dichloroéthène (ENCS, ECL)
Chlorure de vinylidène (ENCS, PICCS)
Autres nomsSconatex; Diofan A 565S; 1,1-dichloroéthène; 1,1-dichloroéthylène; F 1130a; HCC 1130a; iso-dichloroéthylène; R 1130a; UN 1303; UN 1303 (DOT); VDC; dichlorure de vinylidène
Groupe chimique
(groupe de la LIS)
Produits chimiques organiques définis
Principale classe chimique ou utilisationAlcènes
Principale sous-classe chimiqueAlcènes halogénés
Formule chimiqueC2H2Cl2
Structure chimique Structure chimique 1,1-DCE (No CAS 75-35-4)
SMILES[2]C(=C)(Cl)Cl
Masse moléculaire96,94 g/mol

[1] National Chemical Inventories (NCI). 2006 : AICS (inventaire des substances chimiques de l’Australie);ASIA-PAC (listes des substances de l’Asie-Pacifique); LIS (Liste intérieure des substances); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (inventaire européen des produits chimiques commercialisés); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon); NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SWISS (liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse); et TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act).
[2] Simplified Molecular Input Line Entry Specification.

Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés physiques et chimiques du 1,1-DCE sont résumées dans le tableau 2 ci-dessous.

Le 1,1-DCE est une substance volatile qui existera à l’état liquide à la plupart des températures ambiantes. Il s’évaporera de la plupart des substrats, y compris l’eau; toutefois, il existera également à l’état dissous dans l’eau. Les valeurs relativement faibles du Koe et du Koc indiquent que cette substance ne se liera pas étroitement aux matières organiques dans l’environnement.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du 1,1-DCE
PropriétéTypeValeurTempératureRéférence
Point de fusion (°C)Expérimental-123PhysProp, 2009
Point d’ébullition (°C)Expérimental31,6PhysProp, 2009
Pression de vapeur (Pa)Expérimental8 × 10425 °CPhysProp, 2009
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Expérimental2 64424 °CPhysProp, 2009
Coefficient de partage octanol-eau (log Koe)
(sans dimension)
Expérimental2,13PhysProp, 2009
Coefficient de partage carbone organique-eau (log Kco)
(sans dimension)
Estimé1,85 (méthode Koe)KOCWIN, 2008
Solubilité dans l’eau (mg/L)Expérimental2 42025 °CPhysProp, 2009
Constante du taux pour la réaction de la phase gazeuse avec des radicaux hydroxyles (kOH) cm3/molécule par secondeExpérimental1,1 × 10−1125 °CPhysProp, 2009

Sources

Le 1,1-DCE est une substance anthropique qui n’a pas été reconnue comme étant présente naturellement dans l’environnement (BUA, 1998; OMS, 2003a). La production commerciale comprend la déhydrochlorination du 1,1,2-trichloroéthane en présence de base excédentaire ou par décomposition thermique du méthylchloroforme (1,1,1-trichloroéthane) (Grosjean, 1991; OMS, 2003a). Ces processus de production comprennent principalement des opérations à système fermé dans le milieu industriel (Williams et al., 2006). Le 1,1­DCE est également un sous-produit dans un processus utilisé pour produire du chlorure d’hydrogène (Environnement Canada, 2001b).

Une enquête auprès de l’industrie a été menée pour l’année civile 2000, conformément à l’article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2001a). L’Avis concernant certaines substances inscrites sur la Liste intérieure de substances (LIS) s’applique à n’importe quelle personne qui, pendant l’année civile 2000, a fabriqué ou a importé une quantité totale supérieure à 10 000 kg de 1,1-DCE, seul, ou dans un mélange ou un produit. Selon l’enquête, on a déclaré la fabrication et l’importation d’une quantité entre 10 et 100 tonnes de 1,1-DCE, respectivement, au Canada en 2000 (Environnement Canada, 2001b). Pendant cette année, le 1,1-DCE a été utilisé dans un solvant pour les produits d'étanchéité et, en tant que sous-produit au cours de la production de 1,2-dichloroéthane, pour produire de l'acide chlorhydrique (Environnement Canada, 2001b). Un suivi auprès d'une entreprise ayant importé la substance a permis d'apprendre que le 1,1-DCE n'est plus utilisé dans le solvant pour les produits d'étanchéité (courriel envoyé en 2004 par l'entreprise importatrice à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée). De plus, le 1,1-DCE n'est plus utilisé dans la production d'acide chlorhydrique et n'est plus produit en tant que sous-produit lors de la production de 1,2-dichloroéthane (Dow, 2006a). La quantité totale commercialisée en 2000, c'est-à-dire entre 10 et 100 tonnes, était semblable à la quantité totale commercialisée pendant la période de compilation de la Liste intérieure des substances (de 1984 à 1986), c'est-à-dire 31 tonnes (Environnement Canada, 2000).

Le 1,1-DCE est également le produit d’une combustion incomplète de certains solvants chlorés; par conséquent, l’incinération de déchets dangereux est une source environnementale possible de 1,1-DCE (Fuerst et al., 1989). Une étude a indiqué que le 1,1-DCE et le chlorométhane étaient de loin les principaux produits de combustion incomplète pour le 1,1,1-trichloroéthane, avec une concentration de 1,1-DCE dans le gaz d'échappement produit par l'incinération « > 200 » ppb (Fuerst et al., 1989). Toutefois, la production de 1,1,1-trichloroéthane a été graduellement arrêtée avant 2005, dans le cadre du Protocole de Montréal (Environnement Canada, 2003).

Le 1,1-DCE a été détecté dans les boues d'épuration dans 3 % des 436 échantillons provenant des États-Unis à une concentration variant de 1 à 14 000 µg/L dans une étude (Burns et Roe, 1982). Dans une autre étude, le 1,1-DCE a été détecté à une concentration moyenne de 7,97 mg/kg poids sec (214 µg/L poids humide) dans douze échantillons de boues d’épuration digérées (Wilson et al., 1994). Les boues d'épuration peuvent représenter une source environnementale possible de 1,1-DCE dans le sol canadien, bien qu'aucune donnée récente concernant les États-Unis ou sur la présence de ce composé dans les boues au Canada ne soit disponible.

Utilisations

Selon les réponses obtenues lors d'une enquête publiée en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) au cours de l'année civile 2000 (Environnement Canada, 2001a), plus de 10 tonnes ont été utilisées dans un solvant pour les produits d'étanchéité et plus de 10 tonnes ont été utilisées, sous la forme d'un sous-produit découlant de la production de 1,2-dichloroéthane, pour produire de l'acide chlorhydrique (Environnement Canada, 2001b). Toutefois, depuis 2004, il n’existe aucune mention que le 1,1-DCE serait utilisé dans des produits d’étanchéité au Canada (courriel envoyé en 2004 par un gestionnaire de la qualité de l’environnement de l’entreprise importatrice à la Direction des substances existantes, à Environnement Canada; source non citée). De plus, les usines de chloralcalis et de production de dichlorure d’éthylène par chloration directe qui produisaient du 1,2-dichloroéthane et de l’acide chlorhydrique à Fort Saskatchewan, en Alberta, ont fermé en octobre 2006 en raison de facteurs économiques (Dow, 2006a).

Il ne devrait pas y avoir de 1,1-DCE dans les produits cosmétiques au Canada, puisque cette substance ne figure pas parmi les ingrédients dans la base de données du Système de déclaration des cosmétiques (SDC, 2009). Le 1,1-DCE est actuellement réglementé dans les produits cosmétiques au Canada, comme il fait partie de la catégorie des dichloroéthylènes, ou des chlorures d’acétylène, comme il figure dans la liste critique des ingrédients dont l’utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques de Santé Canada (Santé Canada, 2009a). Il n’existe aucun pesticide enregistré qui contient du 1,1-DCE comme ingrédient actif ou produit de formulation au Canada (ARLA, 2007), et la substance n'est pas répertoriée comme un additif alimentaire autorisé sur les Listes des additifs alimentaires autorisés (Canada, 1978).

Le 1,1-DCE ne figure pas dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, la base de données des ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques, la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels ni dans la Base de données des produits de santé naturels homologués à titre d’ingrédient médicinal ou non médicinal présent dans les médicaments pharmaceutiques, les produits de santé naturels ou les médicaments vétérinaires (BDPP, 2010; BDIPSN, 2010; BDPSNH, 2010; BDIM DPT, 2010). Les lignes directrices de la Conférence internationale sur l’harmonisation Q3C (R4) (CIH, 2009) -- qui sont adoptées par la Direction des produits thérapeutiques (Santé Canada, 1999) et la Direction des produits de santé naturels (Santé Canada, 2007) -- et la ligne directrice 18 de la International Cooperation on Harmonisation (VICH, 2000) -- qui est adoptée par la Direction des médicaments vétérinaires (Santé Canada, 2001) -- répertorient le 1,1-DCE comme un solvant résiduel de catégorie 1 (c.-à-d. un solvant qui doit être évité). Par conséquent, le 1,1-DCE ne devrait pas être utilisé dans la fabrication de médicaments; toutefois, si son utilisation est inévitable dans la fabrication de médicaments ou de médicaments vétérinaires à la suite de progrès thérapeutiques importants, la limite de concentration pour le 1,1-DCE est de 8 ppm.

À l’échelle mondiale, le 1,1-DCE est utilisé principalement comme intermédiaire dans la production de polymères et de copolymères de polychlorure de vinylidène. Les produits de consommation dans lesquels le polychlorure de vinylidène (PVDC) est utilisé comprennent les pellicules en plastique souple utilisées dans l’industrie alimentaire, les pare-vapeur pour l’isolation, les tapis, les auvents, les raccordements, les revêtements pour la tuyauterie en acier, les adhésifs et les films photographiques (USEPA, 2002a, 2003; OMS, 2003a). Le PVDC et ses copolymères sont utilisés comme agent ignifuge dans les revêtements en papier et en carton (PISSC, 1990). Dans ces produits finaux, le 1,1-DCE est uniquement présent en petites quantités. Par exemple, on déclare que les quantités résiduelles monomériques sont de moins de 5 ppm dans le latex de tapis, le revêtement de pellicules photographiques, les fibres résistantes au feu et à l’inflammation pour les vêtements industriels, les emballages alimentaires, ainsi que dans un élément d’un composé utilisé dans la production des garnitures intérieures des automobiles (USEPA, 2002a). Toutefois, une évaluation menée par l’Organisation mondiale de la santé publiée en 2003 indique un niveau plus élevé de monomères. On a également signalé la présence de 1,1-DCE à une quantité inférieure à 100 mg par kg dans le revêtement de films photographiques, les fibres ignifugeantes pour les vêtements et les auvents extérieurs, et dans les copolymères fluorés de polychlorure de vinylidène pour l’application sur les textiles (OMS, 2003a). Les niveaux de 1,1-DCE moins élevés signalés dans l’examen publié par l’Environmental Protection Agency des États-Unis découlaient probablement des effets de transformation ultérieure des articles en vue de réduire la concentration de monomères dans le produit fini de consommation (OMS, 2003). La mesure dans laquelle ces produits finaux sont présents dans le marché canadien est inconnue.

Des recherches documentaires ont relevé d’autres utilisations globales du 1,1-DCE : agent intermédiaire captif dans la production d’hydrochlorofluorocarbures (HCFC-141b et HCFC-142b) et d’hydrofluorocarbures (HFC 236fa); élément dans les frigorigènes et dans les extincteurs d’incendie; élément dans les chlorures de chloroacétyle et dans les homopolymères, les copolymères et les terpolymères (latex et résines) (Connor et al., 1998; OMS, 2003a); agent pour la flottation de minerai; solvant dans les décapants à peinture et à vernis; dégraisseur; et agent nettoyant industriel (OMS, 2003b). De plus, le 1,1-DCE était auparavant utilisé comme produit anesthésique (OMS, 2003b).

Rejets dans l’environnement

Selon les réponses obtenues lors d’une enquête publiée en vertu de l’article 71 de la LCPE (1999), les rejets totaux dans l’environnement signalés par un déclarant se situaient entre 10 et 100 tonnes au cours de l’année civile 2000 (Environnement Canada, 2001b). L’enquête réalisée en vertu de l’article 71 n’exigeait pas des spécifications par rapport au milieu récepteur des rejets ou à la forme de la substance rejetée (p. ex. substance pure, mélange, ou composé d’un produit). Toutefois, le déclarant a indiqué que les rejets ont été effectués comme sources ponctuelles à des installations où le 1,1-DCE était utilisé comme intermédiaire de fabrication ou était traité aux fins d’élimination, et qu’au moment de l’utilisation par les consommateurs, il n’y aurait plus de rejets dans les milieux naturels. Comme les deux déclarants qui ont utilisé du 1,1-DCE en 2000 ne sont pas des utilisateurs actuels, on présume que les rejets ponctuels de 1,1-DCE ont diminué de façon importante.

En dépit du fait que le 1,1-DCE soit une substance à déclarer au titre de l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP), aucun rejet n’a été déclaré après l’année civile 2003 (INRP, 2009). D’après l’Inventaire national des rejets de polluants, les rejets étaient de 87 kg en 2000, de 25 kg en 2001, de 4 kg en 2002, et de 1 kg en 2003. Les rejets provenaient généralement d’une seule entreprise, mais normalement pas la même.

Dans le passé, il y a eu des rejets de 1,1-DCE provenant de sources industrielles dans les eaux de surface au Canada. Le ministère de l’Environnement de l’Ontario (MEO) a déclaré des émissions de 1,1-DCE de l’ordre de 0,376 kg par jour dans la rivière Sainte-Claire, issues d’effluents industriels en 1986-1987 (MEO, 1991a). La concentration moyenne de 1,1-DCE dans les effluents du processus industriel à sept raffineries de pétrole de l’Ontario était de 0,180 μg/L pour 43 analyses (seuil de détection non indiqué) sur une période de six mois en 1989 (MEO, 1991b). En 1989-1990, les fabricants de substances chimiques de l’Ontario ont rejeté dans les rivières de l’Ontario une moyenne de 1,75 kg par jour de 1,1-DCE (MEO, 1992). Sur une période de six mois en 1990, le 1,1-DCE a été rejeté à une concentration moyenne de 4,47 μg/L (six analyses) par une entreprise à Thorold, en Ontario (MEO, 1991c). Toutefois, le 1,1-DCE n’a pas été systématiquement contrôlé dans le cadre de la Stratégie municipale et industrielle de dépollution (SMID) de l’Ontario. La décharge moyenne totale de 1,1-DCE de 48 sites industriels le long du fleuve Saint-Laurent au Québec en 1992 était de 0,136 kg par jour (MENVIQ, 1993).

En plus d’être rejeté dans l’environnement pendant sa fabrication et son utilisation, le 1,1-DCE peut être rejeté pendant la dégradation de produits de PVDC et pendant la décomposition abiotique et biotique des solvants de nettoyage à sec et de dégraissage à la vapeur 1,1,1-trichloroéthane, tétrachloroéthène (perchloroéthène), 1,1,2-trichloroéthène et 1,2-dichloroéthane en raison de mauvaises pratiques d’élimination (MEO, 2001; Klier et al., 1999; PISSC, 1990; ATSDR, 1994; USEPA, 1995). La formation de 1,1-DCE à partir de ces types de sources est très variable, et dépend souvent des conditions oxydatives dans les eaux souterraines contaminées et dans les sites d’enfouissement. Le déplacement de ces panaches d’eaux souterraines sous les résidences est une source potentielle d’intrusion de vapeurs de 1,1-DCE dans l’air intérieur (Williams et al., 2006). Par exemple, le 1,1-DCE a été détecté dans des eaux souterraines dans cinq études (annexe 1, tableau A3). Toutefois, plusieurs de ces solvants ne sont plus utilisés au Canada et les pratiques d'élimination ont été améliorées, de façon à ce que de nouvelles sources importantes de 1,1-DCE dans le sol et les eaux souterraines sont peu probables.

Devenir dans l’environnement

Les résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (EQC, 2003; voir le tableau 3) indiquent que, si la substance n’était rejetée que dans l’air, la majorité demeurerait dans l’air. Si la substance était rejetée dans l’eau, la majorité demeurerait dans l’eau, et la majorité du reste se répartirait dans l’air. Si le 1,1-DCE est rejeté dans le sol, moins de la moitié de la substance demeurerait dans le sol, alors que la plupart du reste se répartirait dans l’air.

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)
Substance rejetée dans :Pourcentage de la substance répartie dans chaque milieu (en %)
AirEauSolSédiment
l’air (100 %)99,90,10,030
l’eau (100 %)4,495,300,2
le sol (100 %)55,30,743,90

En raison de la très forte pression de vapeur du 1,1-DCE (66 000 Pa à 20 oC), une proportion élevée finira par se répartir dans l’atmosphère (OMS, 2003a) malgré sa solubilité relativement élevée dans l’eau (2 390 mg/L). Le coefficient de partage eau-air de 0,16 signalé par Pearson et McConnell (1975) sous-entend également que la majorité de 1,1-DCE se répartira dans l’air et que seulement une petite quantité demeurera dans l’eau.

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l’environnement

Les données empiriques et modélisées relatives à la dégradation du 1,1-DCE dans différents milieux sont présentées dans les tableaux 4a et 4b, respectivement.

On prévoit que l’oxydation en phase gazeuse avec des radicaux hydroxyles produits photochimiquement (OH•) soit le processus le plus important pour l’élimination atmosphérique, comme cette réaction est beaucoup plus rapide que d’autres réactions atmosphériques (par exemple, les réactions avec le NO3-, l’ozone et les radicaux peroxyles), et que le OH• est omniprésent dans l’air. Par conséquent, une demi-vie atmosphérique a été calculée pour le 1,1-DCE en fonction de l’équation suivante, développée par Leifer (1993) :

Demi-vie = 0,693/[(vitesse de réaction)*(concentration de OH•)*(43 200 secondes/journée de 12 heures)]

À l’aide d’une constante du taux de réaction de 1,09 × 10-11 (une moyenne pondérée selon l’unité des vitesses de réaction signalées par Atkinson [1989]) et d’une concentration par défaut de OH• de 1,5 × 106, ce calcul donne une demi-vie troposphérique estimée de 0,98 jour pour le 1,1-DCE. Les produits de réaction primaires pour cette réaction comprennent le formaldéhyde (CH2O), le phosgène (COCl2) et le chlorure d’hydroxyacétyl (CH2ClCOOH) (Grosjean, 1991). D’autres estimations de demi-vies dans l’air découlant de réactions d’oxydation avec des radicaux hydroxyles étaient généralement inférieures à deux jours (tableau 4a).

Le 1,1-DCE est un précurseur connu de formaldéhyde après sa dégradation, résultant de réactions oxydatives avec des radicaux hydroxyles. Le formaldéhyde est inscrit sur la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la LCPE (1999).

L'hydrolyse n'est pas une voie de dégradation importantepour le 1,1-DCE (tableau 4a). On estime que les demi-vies modélisées pour les réactions de biodégradation dans l’eau se situent entre 28 et 180 jours (tableau 4b). Les résultats de biodégradation primaire et ultime sont tous deux de ≤ 182 jours dans l’eau. En raison de sa très forte pression de vapeur, on considère que le processus le plus important pour l’élimination du 1,1-DCE présent dans l’eau soit la volatilisation. Les valeurs de demi-vie pour la volatilisation à partir des plans d’eau de surface calculées par Mabey et al. (1981), et estimées dans cette évaluation au moyen du modèle HENRYWIN (2008), variaient entre 2,9 heures et six jours. Les valeurs de biodégradation mesurées dans le sol étaient de 10 jours (Ryan et al., 1988). Les estimations de la demi-vie du 1,1-DCE dans le sol varient de 28 jours à 180 jours, et la demi-vie estimée dans les sédiments est de 150 jours (BIOWIN, 2009).

Tableau 4a. Données empiriques sur la dégradation de 1,1-DCE
MilieuProcessus du devenirValeur pour la dégradationParamètre et unités de la dégradationRéférences
AirPhoto-oxydation0,46 joursDemi-vieINERIS, 2003
0,67 joursGrosjean, 1991
0,98 jourAtkinson, 1989
2 joursBrown et al., 1975
Réactions avec le NO3- la nuit19 joursGrosjean, 1990
Photolyse56 joursPearson et McConnell, 1975
Réaction avec l’ozone10 ansGrosjean, 1990
Réaction avec les radicaux peroxyles22 ansBrown et al., 1975
EauHydrolyseDe 6 à 9 moisDemi-vieCline et Delfino, 1987
Hydrolyse (pH neutre à légèrement basique)1,2 × 108 annéesDemi-vieJeffers et al., 1989
SolBiodégradation< 10 joursDemi-vieRyan et al., 1988
Tableau 4b. Données modélisées sur la dégradation de 1,1-DCE
MilieuProcessus du devenirRésultat et prévision du modèleDemi-vie extrapolée (jours)Références
AirPhoto-oxydation4,7 jours≥ 2AOPWIN, 2008
De 0,41 à 4,1 jours Howard et al., 1991
Réaction avec l’ozone219 jours≥ 2USEPA, 1985
320 jours≥ 2AOPWIN, 2008
EauBiodégradation-- modèle linéaire MITI0,48 (ne se biodégrade pas facilement)≥ 182BIOWIN, 2009
Biodégradation primaireJours – semaines≤ 182BIOWIN, 2009
Biodégradation ultimeSemaines – mois≤ 182BIOWIN, 2009
BiodégradationDe 28 à 180 jours≤ 182Howard et al., 1991
VolatilisationDe 0,12 à 6 jours≤ 182Mabey et al., 1981;
HENRYWIN, 2008
Eaux souterrainesBiodégradation anaérobieDe 56 à 132 jours≤ 182Howard et al., 1991
Biodégradation anaérobie0,66 (se dégrade rapidement)≤ 182BIOWIN, 2009
Biodégradation anaérobie (simulation d’un milieu en eau souterraine)De 5 à 6 mois ≤ 182Barrio-Lage et al., 1986
SolDemi-vie de biodégradation37,5 jours≤ 182BIOWIN, 2009
BiodégradationDe 28 à 180 jours≤ 182Howard et al., 1991
SédimentDemi-vie de biodégradation150 jours≤ 365BIOWIN, 2009

La modélisation de la fugacité au moyen du modèle TaPL3 (Beyer et al., 2000; TaPL3, 2000) a été utilisée pour estimer la distance de transport caractéristique du 1,1-DCE de 524 km, au moyen de la demi-vie prévue dans l’air de 0,98 jour. Cette distance est inférieure au critère de 700 km pour le transport à grande distance dans l’air; par conséquent, il a été conclu que le 1,1-DCE a un faible potentiel de transport à grande distance.

D’après les renseignements disponibles, le 1,1-DCE ne répond pas au critère de persistance énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

La bioaccumulation devrait être faible selon le coefficient de partage entre l’octanol et l’eau de 2,1 (Hansch et al., 1995) et la solubilité dans l’eau du 1,1-DCE. Un facteur de bioconcentration de 4 et un facteur de bioaccumulation de 6,9 ont été signalés pour le poisson (Atri, 1985). On a déclaré un facteur de bioaccumulation de moins de 13 pour la carpe (Cyprinus carpio) (MITI, 1992).

Un facteur de bioaccumulation de 0,96 a été estimé pour le 1,1-DCE, au moyen du modèle BCFBAF (2008). Ce modèle comprend le modèle de bioaccumulation Arnot-Gobas pour la bioaccumulation au niveau trophique intermédiaire chez les poissons, qui prend en considération le métabolisme.

D’après les renseignements disponibles, le 1,1-DCE ne répond pas aux critères de la bioaccumulation (FBA ou FBC supérieure à 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Évaluation de l’exposition de l’environnement

Air

Au cours d’une étude récente des concentrations dans l’air ambiant menée dans le cadre du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) actuel, on n’a pas détecté de 1,1-DCE dans 1 896 échantillons, à un seuil de détection de 0,026 μg/m3; ces échantillons ont été prélevés à 43 sites à l’échelle du Canada pendant la période comprise entre janvier et décembre 2008 (RNSPA, 2008). Une autre étude récente, l'étude d'évaluation de la qualité de l'air intérieur à Regina (2007), a détecté le 1,1-DCE à une concentration maximale de 0,014 μg/m3 dans l'air extérieur d'arrière-cours résidentielles pendant l'été 2007 à Regina, en Saskatchewan, avec un seuil de détection de 0,012 μg/m3 (Santé Canada, 2010a). Dans une étude semblable menée à Windsor, en Ontario, l'étude d'évaluation de l'exposition à Windsor (2005-2006), le 1,1-DCE n'a pas été détecté dans l'air extérieur au-delà des seuils de détection de 0,152 µg/m3 et de 0,046 µg/m3 pour les années 2005 et 2006, respectivement (Santé Canada, 2010b).

Les concentrations atmosphériques moyennes annuelles de 1,1-DCE ont également été obtenues pour 33 sites à l’échelle du Canada pour 2004 (RNSPA, 2008). Montréal avait la concentration moyenne annuelle la plus élevée, c’est-à-dire 0,016 µg/m3, alors que Windsor avait la concentration la plus faible, 0,011 µg/m3. Le seuil site rural de surveillance de la pollution atmosphérique était situé à Simcoe, en Ontario; la concentration moyenne annuelle enregistrée à ce site était de 0,012 µg/m3, ce qui est identique à la concentration moyenne annuelle urbaine. Aucune différence statistiquement significative n’a été constatée en ce qui concerne les concentrations atmosphériques annuelles moyennes à différents sites de surveillance.

Une étude distincte a été menée en 2005 sur une période de quatre semaines par la Direction de la recherche sur la qualité de l’air et le Centre météorologique canadien d’Environnement Canada dans le centre de l’Alberta. Les données ont été recueillies à partir de stations de surveillance de la qualité de l’air existantes et d’instruments montés sur des aéronefs. Au cours de l’été 2005, il y avait seulement deux échantillons ayant des concentrations mesurées de 1,1-DCE au-delà du seuil de détection de 0,011 µg/m3, et les deux concentrations étaient inférieures à 0,05 µg/m3 (courriel envoyé en 2005 par le gestionnaire de programme du Service météorologique d’Environnement Canada à la Division des évaluations écologiques d’Environnement Canada; source non citée).

En 2004 et en 2005, Environnement Canada et le Fort Air Partnership ont réalisé un programme de surveillance de la qualité de l’air, dans le cadre duquel on a mesuré le 1,1-DCE près d’une zone industrielle à Fort Saskatchewan en Alberta, ainsi qu’à des emplacements environnants. Un programme de surveillance semblable a été mené par Environnement Canada près d’une zone industrielle à North Vancouver, en Colombie-Britannique. Des échantillons d’air ont été prélevés à partir de dix sites une fois tous les six jours, entre septembre 2004 et juillet 2005. Les concentrations mensuelles moyennes et la concentration moyenne générale ont été calculées pour chaque site. Toutes les moyennes mensuelles à Fort Saskatchewan et à North Vancouver étaient inférieures au seuil de détection de 0,011 µg/m3. La concentration mensuelle moyenne la plus élevée, c’est-à-dire 0,014 µg/m3, a été observée à un site cinq kilomètres au nord de Fort Saskatchewan (courriel envoyé en 2005 par un gestionnaire de risques d’Environnement Canada à la Division de l’évaluation écologique d’Environnement Canada; source non citée).

Des activités de surveillance par le ministère de l’Environnement et de l’Énergie de l’Ontario à la fin des années 1980 et au début des années 1990 ont décelé que la concentration maximale de 1,1-DCE mesurée sur une période de 30 minutes était de 0,81 μg/m3 à une installation pour déchets dangereux, de 0,25 à 0,65 μg/m3 dans les zones industrielles, et de 0,68 à 5,7 μg/m3 à des sites d’enfouissement dans la région du Grand Toronto (MEO, 1991d; MEEO, 1997).

Les concentrations atmosphériques de 1,1-DCE près d’une installation industrielle hypothétique ont été estimées à l’aide du modèle de dispersion atmosphérique SCREEN3 (USEPA, 2006). Il s’agit d’un modèle de panache gaussien à source unique qui fournit la concentration maximale sur une heure pour les sources ponctuelles, diffuses, volumiques, et de torchage, à la hauteur du récepteur. Lorsqu’on utilise le scénario de pire éventualité raisonnable pour un rejet industriel de 10 tonnes sur un an, la concentration la plus élevée sur une heure pour le 1,1-DCE est estimée être de 458,5 µg/m3 à une distance de 52 mètres à partir du centre de l’installation modèle. Une concentration de 3,1 µg/m3 de 1,1-DCE a été estimée à une distance de 5 km de l’installation.

Le seuil de détection de 1,1-DCE dans l’étude récente menée dans le cadre du RNSPA, c’est-à-dire 0,026 μg/m3, a été utilisé comme concentration environnementale estimée (CEE) pour obtenir les quotients de risque pour l’air. Il s’agit des données canadiennes les plus récentes, la concentration est la plus prudente parmi les études récentes, il s’agit d’une étude vaste à l’échelle du Canada, et la taille de l’échantillon est importante (n = 1 896).

La concentration atmosphérique la plus élevée de 458,5 µg/m3 (0,459 mg/m3), obtenue au moyen du modèle SCREEN3, a été sélectionnée comme CEE afin de déterminer un quotient de risque pour un scénario de pire éventualité raisonnable pour un rejet industriel.

Eaux souterraines

Des concentrations de 1,1-DCE ont également été détectées dans des échantillons d’eaux souterraines associées à des sites d’enfouissement. Dans les années 1980, des concentrations variant entre 0,09 et 60 µg/L étaient détectées dans 43 % des échantillons d’eaux souterraines sous le site d’enfouissement Gloucester près d’Ottawa (Lesage et al., 1990). Aucun renseignement n’indique que du 1,1-DCE avait été éliminé à ce site; toutefois, le 1,1-DCE est un produit de dégradation connu du tétrachloroéthylène et du 1,1,1-trichloroéthane, qui ont été éliminés au site d’enfouissement de 1969 à 1980 (Lesage et al., 1990). Carter et al. (2008) ont analysé les résultats des enquêtes sur la qualité des eaux souterraines des États-Unis et ont trouvé que le 1,1-DCE n’était pas un contaminant principal, et qu’il était détecté à seulement 0,66 % des sites (11 de 1 686). Ellis et Rivett (2007) ont effectué des analyses sur les composés organiques volatils (COV) dans les eaux souterraines qui pénétraient potentiellement la rivière Tame qui traverse Birmingham, au Royaume-Uni. Le 1,1-DCE a été détecté au-delà des seuils de détection dans 20 % des échantillons, avec une concentration maximale de 20 μg/L. Ils ont estimé que le flux quotidien moyen de l’eau souterraine qui traverse le lit de la rivière est de 0,1 mg/m2 par jour ou d’environ 3 kg par année, sur une distance de 7 km de lit de rivière.

Compte tenu des conditions propices à la croissance oxydative (éléments nutritifs et source d’oxygène), de nombreuses bactéries dans les eaux souterraines peuvent décomposer le 1,1-DCE en chlorure de vinyle et en éthène. Les eaux souterraines peuvent être considérées comme une voie de pénétration des sources de contaminant vers les sédiments et les eaux de surface, s’il est possible de démontrer que les eaux souterraines contaminées alimentent les eaux de surface. Cela n’a pas été le cas avec le 1,1-DCE. Aucun scénario d’exposition n’a été élaboré pour les eaux souterraines.

Eaux de surface

Il existe peu de rapports qui signalent des concentrations de 1,1-DCE dans les eaux de surface supérieures au seuil de détection de 0,08 μg/L au Canada, même s’il est arrivé que le 1,1-DCE ait été détecté dans l’eau brute et dans l’eau potable. Au début des années 1980, le 1,1-DCE a été détecté à 12 des 95 stations de surveillance de la qualité de l’eau du lac Ontario; la concentration la plus élevée était de 3,5 μg/L près de Scarborough, possiblement à proximité d’une source de rejet des eaux usées pour la ville de Toronto (Kaiser et al., 1983). Neuf des 303 stations échantillonnées sur le fleuve Saint-Laurent au milieu des années 1980 avaient des traces de 1,1-DCE, juste au-dessus du seuil de détection (Comba, 1985; Comba et al., 1986), mais la concentration maximale signalée était de 100 μg/L à un point de rejet industriel près de Prescott, en Ontario (Comba et al., 1986). Des études à l’échelle du Canada sur les réserves d’eau brute et d’eau potable ont rarement détecté du 1,1-DCE (Otson et al., 1982a; Otson et al., 1982b; Otson, 1987; MEO, 1988; MEO, 1989; Toronto Water, 2004; Santé Canada, 1994a), bien qu’il y ait eu des rapports occasionnels de concentrations mesurables. Par exemple, une concentration de 1,1­DCE de 20 μg/L a été mesurée dans un échantillon d'eau potable traitée en 1979 (Otson et al.,  1982a), et une étude de 29 réserves d’eau potable municipales d’Alberta effectuée par Santé Canada entre les années 1978 et 1985 a détecté une concentration maximale de 1,4 µg/L à un emplacement (Santé Canada, 1994a).

La concentration de 1,1-DCE de 100 µg/L (Comba et al., 1986) a été sélectionnée comme CEE à utiliser pour le calcul du quotient de risque pour un scénario aquatique, comme on a jugé que cette concentration représentait un scénario de pire éventualité raisonnable pour un rejet industriel historique.

Sédiments et sols

Aucune donnée n’a été recensée pour des concentrations mesurées de 1,1-DCE dans des sédiments. On a trouvé une seule étude, effectuée en Ontario en 1993, dans laquelle les concentrations de 1,1-DCE dans le sol étaient mesurées. Trois régions des parcs ruraux et urbains de l’Ontario ont été échantillonnées, et la concentration la plus élevée correspondant au 98e percentile de 1,1-DCE pour toutes les régions était de 0,097 μg/kg (MEEO, 1993). La concentration maximale n’a pas été précisée. Ce résultat n’est peut-être pas représentatif des concentrations dans les sols dans les régions où des sources potentielles de contamination existent, par exemple les zones industrielles. Comme aucune donnée n’a été recensée sur le 1,1-DCE dans les sédiments, ou sur la toxicité potentielle du 1,1-DCE pour les organismes vivant dans le sol ou les sédiments, on n’a pas pu élaborer un scénario d’exposition pour le sol et les sédiments. Toutefois, comme il est indiqué ci-dessus, le 1,1-DCE ne devrait pas se répartir dans le sol ou dans les sédiments, et l’exposition devrait être négligeable.

Évaluation des effets sur l’environnement

La toxicité que représente le 1,1-DCE pour les organismes aquatiques a été examinée dans le cadre de nombreuses études (tableau 5).

Dill et al. (1980) ont effectué un bioessai à renouvellement continu concernant les effets du 1,1-DCE sur les ménés tête-de-boule (Pimephales promelas), en tenant compte de la volatilisation du produit chimique à partir de l’eau. Peu de différence a été décelée entre les valeurs médianes de concentration létale (CL50) déterminées pour les essais d’une durée de 48 à 96 heures. On a déterminé que le CL50 sur 96 heures était de 108 mg/L, alors que la concentration médiane d’effet (CE50) sur 96 heures était de 75 mg/L. Les poissons montraient des signes de détresse (perte d’équilibre pendant qu’ils nageaient et désorientation) pendant les 24 premières heures d’exposition et n’ont pas récupéré.

L’organisme aquatique le plus sensible au 1,1-DCE signalé dans les publications est l’algue Chlamydomonas reinhardtii. Brack et Rottler (1994) ont déclaré une CE10 sur 72 heures pour l’inhibition de la croissance de 3,94 mg/L dans des conditions fermées et mesurées. Cette valeur a été sélectionnée en tant que valeur critique de toxicité (VCT) aux fins d’utilisation dans cette évaluation pour prédire les risques pour les organismes aquatiques.

Tableau 5. Données empiriques de la toxicité du 1,1-DCE pour les organismes aquatiques
Organisme d’essaiParamètre[2]Valeur (mg/L)Références
Algues
Pseudokirchneriella subcapitata
Algue verte
CE50 de croissance, sur 24 à 96 h
Eau douce
> 560USEPA, 1978
CSEO, 96 h
Eau douce
<56
Scenedesmus abundans
Algue verte
CE50 de croissance, 96 h
Eau douce
410Geyer et al., 1985
Chlamydomonas reinhardtii
Algue verte[1]
CE10 de croissance sur 72 h
CE50 de croissance sur 72 h
3,94[*]
9,12
Brack et Rottler, 1994
Skeletonema costatum
Diatomée
CE50 sur 96 h (photosynthèse)
Eau salée
712USEPA, 1978
Invertébrés aquatiques
Daphnia magna
Cladocère
CL50 sur 24 h (statique)98LeBlanc, 1980
CL50 sur 48  h (statique)76
CSEO sur 48 h (statique)< 2,4
Daphnia magna
Cladocère
CL50 sur 24 à 48 h (statique)11,6Dill et al., 1980
Americamysis bahia
Mysis
CL50 sur 96 h224USEPA, 1978
Daphnia magnaCE50 sur 48 h, immobilisation16CHRIP, c2008
Vertébrés (poissons)
Cyprinodon variegates
Mené tête-de-mouton
CL50 sur 24 à 96 h (statique)250Heitmuller et al., 1981
CSEO, 96 h (statique)80
Lepomis macrochirus
Crapet arlequin
CL50 sur 96 h (statique)74Buccafusco et al., 1981
Lepomis macrochirus
Crapet arlequin
CL50 sur 96 h (statique)220Dawson et al., 1977
Menidia beryllina
Capucette béryl
CL50 sur 96 h (statique)250Dawson et al., 1977
Pimephales promelas
Tête-de-boule
CL50 sur 24 h (statique)
CL50 sur 24 h (dynamique)
175
116
Dill et al., 1980
CL50 sur 48  h (statique)
CL50 sur 48  h (dynamique)
169
108
CL50 sur 96 h (statique)
CL50 sur 96 h (dynamique)
169
108
CL50 de 10 à 13 jours (dynamique)29
CL50 de 5 jours (dynamique)
CL50 de 6 jours (dynamique)
CL50 de 7 jours (dynamique)
CL50 de 8 jours (dynamique)
CL50 de 9 jours (dynamique)
97
74
29
29
29
Oryzias latipes
Medaka
CL50 sur 96 h45CHRIP, c2008

[1] Brack et Rottler (1994) ont éliminé les pertes par évaporation du système d’essai. .
[2] CE50 - Concentration d’une substance qu’on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d’essai. CL50– La concentration létale médiane ou nominale (CL50) d’une substance est la concentration qu’on estime létale pour 50 % des organismes d’essai. CSEO – La concentration sans effet observé est la concentration la plus élevée ne causant pas d’effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité.
[*] Valeur critique de toxicité (VCT).

Milieu terrestre

La toxicité que le 1,1-DCE présente pour les organismes terrestres a été évaluée dans le cadre de plusieurs études, y compris la toxicité pour les plantes (Pestemer et Auspurg, 1986), les microorganismes (Greim et al., 1975; Bronzetti et al., 1983), les invertébrés (Viswanathan, 1984), et les vertébrés (Prendergast et al., 1967; Murray et al., 1979; Quast et al., 1986; Van Duuren et al., 1979; Jones et Hathway, 1978a).

Aucun effet n’a été observé lors d’un essai se déroulant sur 14 jours sur la croissance du blé (Triticum aestivum), de l’avoine (Avena sativa), du cresson de jardin (Lepidium sativum), de la laitue (Lactuca sativa), de la moutarde blanche (Sinapis alba), du pak-choï (Brassica chinensis), du colza (Brassica napus), du navet (Brassica rapa), de l’ivraie vivace (Lolium perenne), du radis (Raphanus sativus), des vesces de jardin (Vicia sativa), de l’haricot velu (Vigna radiata), du trèfle des prés (Trifolium pretense), et du sorgho-grain (Sorghum bicolor) à une concentration maximale de 1 000 mg/kg dans le sol (Pestemer et Auspurg, 1986). Le seul essai trouvé sur les organismes du sol (vers de terre) a été jugé inadéquat par l’Organisation mondiale de la santé (OMS, 2003).

Le mode d’action du 1,1-DCE est une narcose non polaire (USEPA, 1999). Cette substance est rapidement absorbée pendant l’exposition par voie orale et par inhalation, et la majorité du 1,1-DCE libre et ses métabolites se trouvent dans le foie et dans les reins. Les organes cibles pendant l’exposition aiguë par voie orale ou par inhalation sont le foie, les reins et les cellules pulmonaires de Clara. Pendant l’exposition chronique, l’effet critique est une faible modification graisseuse dans le foie de plusieurs organismes. Les métabolites du 1,1-DCE, y compris un époxyde, sont responsables de l’effet toxique dans les cellules cibles (USEPA, 2002b).

Gallegos et al. (2007) ont étudié les données sur la toxicité de l’exposition par inhalation pour les petits mammifères pour de nombreuses substances organiques, y compris le 1,1-DCE. Ils ont estimé une valeur de toxicité de référence pour les petits mammifères de 4,93 mg/kg p. c. (kilogrammes du poids corporel) par jour, en fonction de 17 points de données variant de 0,39 à 130 mg/kg p.c. par jour. Toutes les concentrations avec effet utilisées étaient tirées d’exposition chronique n’entraînant aucun effet nocif; essentiellement, il s’agit de concentrations sans effet observé (CSEO).

La concentration létale médiane (CL50) chez les rats après quatre heures d’inhalation était de 6 350 ppm (25 400 mg/m3) (Kirk-Othmer, 2007). Dans une étude menée par Speerschneider et Dekant (1995), il a été démontré que le 1,1-DCE avait un effet toxique sur les reins de souris mâles lorsqu’ils étaient exposés à 188 mg/m3(47 ppm) de la substance par inhalation sur une période de quatre heures. Cet effet était propre aux espèces et au sexe en raison de la présence du cytochrome P450 2E1 qui est seulement présent dans les souris mâles.

Une étude menée par Prendergast et al. (1967) a montré que l’inhalation continue d’une concentration de 189 mg/m3 (47,3 ppm) de 1,1-DCE sur une période de 90 jours causait des altérations morphologiques répandues dans le foie et les reins de rats, de cobayes, de chiens et de singes. L’inhalation continue à une concentration de 101 mg/m3 (25,3 ppm) n’avait aucun effet sur les animaux de laboratoire. L’exposition pendant huit heures par jour, cinq jours par semaine, n’avait aucun effet à une concentration de 395 mg/m3.

La valeur de Prendergast et al. (1967) est une dose sans effet nocif observé (DSENO) pour des effets liés à une exposition par inhalation sur une période continue sur différents mammifères, à une concentration de 101 mg/m3 sur une période de 90 jours. Cette valeur a été sélectionnée en tant que valeur critique de toxicité.

Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche prise dans la caractérisation des risques pour l’environnement était d’examiner divers renseignements à l’appui et de présenter des conclusions d’après la méthode du poids de la preuve et en appliquant le principe de prudence conformément à l’article 76.1 de la LCPE (1999). On a accordé une attention particulière à l’analyse des quotients de risque, et au réalisme environnemental du scénario d’exposition utilisé pour déterminer les concentrations estimées sans effet (CESE) et la présence dans l’environnement. Des organismes paramètres ont été choisis en fonction de l’analyse des voies d’exposition. Pour chacun de ces organismes, on a déterminé une concentration environnementale estimée (CEE) et une concentration estimée sans effet (CESE) prudentes. La CESE correspond à la plus faible valeur critique de toxicité pour l’organisme d’intérêt divisée par un facteur d’application pertinent. Un quotient de risque (CEE/SESE) a été calculé pour chacun des organismes paramètres afin d'aider à déterminer s'il existe un risque écologique potentiel au Canada.

Les facteurs d’application ont été obtenus à l’aide d’une approche multiplicative, dans le cadre de laquelle des facteurs de dix ordres de grandeur ont été utilisés pour tenir compte de différentes sources d’incertitude associées au fait d’effectuer des extrapolations et de tirer des conclusions se rapportant aux variabilités intraspécifiques et interspécifiques, à l’extrapolation des données de laboratoire aux données sur le terrain, et aux valeurs de toxicité aiguë à chronique.

Les CEE retenues pour cette évaluation -- qui sont fondées sur les concentrations mesurées de 1,1-DCE dans l’air (2,6 × 10­5 mg/m3 à un site urbain à Montréal, et sur la concentration de 5,7 × 10­3 mg/m3 mesurée près d’un site d’enfouissement à Toronto), sur les concentrations modélisées dans l’air (0,46 mg/m3 pour un scénario de rejets industriels), et sur les concentrations mesurées dans l’eau de surface (0,1 mg/L dans le lac Ontario) -- ont été abordées plus tôt et sont présentées dans le tableau 6.

La VCT de 101 mg/m3 sur une période de 90 jours pour différents mammifères a été choisie pour représenter la concentration de 1,1-DCE n’ayant aucun effet sur les petits mammifères qui sont continuellement exposés au 1,1-DCE par inhalation (Prendergast et al., 1967). La concentration atmosphérique à un site d’enfouissement à Toronto (5,7 × 10­3 mg/m3) a été utilisée comme concentration environnementale estimée. Un facteur d’application de 10 a été choisi pour représenter la dilution de 1,1-DCE entre la concentration sous terre et la concentration au-dessus d’un site d’enfouissement de la région de Toronto.

L’espèce aquatique la plus sensible au 1,1-DCE était l’algue verte Chlamydomonas reinhardtii (Brack et Rottler, 1994). Une valeur critique de toxicité de 3,94 mg/L, la plus faible concentration entraînant une diminution du taux de croissance (CE10), a donc été choisie pour représenter la concentration de 1,1-DCE entraînant un niveau d’effet négligeable pour les organismes aquatiques. Un facteur d’application de 10 a été appliqué pour tenir compte des extrapolations au terrain des résultats en laboratoire, ce qui a donné une concentration estimée sans effet de 0,394 mg/L pour les organismes aquatiques.

Les quotients de risque pour le 1,1-DCE, obtenus en divisant la CEE par la CESE, sont résumés dans le tableau 6.

Tableau 6. Quotients de risque calculés pour le 1,1-DCE
MilieuOrganismeCEEVCTFacteur d’applicationCESEQuotients de risque
Eau de surface (eau douce)Algues vertes0,10 mg/L3,94 mg/L100,394 mg/L0,25
Sol à un site d’enfouissementMammifères fouisseurs5,7 × 10­3 mg/m3101 mg/m31010,1 mg/m36 × 10−4
Air en milieu urbainMammifères2,6 × 10-5 mg/m3101 mg/m31010,1 mg/m32,5 × 10-6
Air à un site industrielMammifères0,46 mg/m3101 mg/m31010,1 mg/m30,05

Les quotients de risque calculés pour l’eau et l’air sont bien inférieurs à 1 (tableau 6), ce qui indique qu’il est très peu probable qu’il y ait des effets nocifs sur l’environnement découlant des concentrations de 1,1-DCE qui se trouvent dans l’environnement canadien.

Le 1,1-DCE est un précurseur connu de formaldéhyde après sa dégradation, résultant de réactions oxydatives avec des radicaux hydroxyles. Le formaldéhyde est inscrit sur la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la LCPE (1999).

Toutes les études portant sur les effets biotiques du 1,1-DCE qui ont été examinées révèlent que des concentrations relativement élevées de 1,1-DCE sont requises pour induire des effets nocifs, et que de telles concentrations élevées ne sont pas présentes dans l’environnement au Canada, soit parce que des volumes suffisants ne sont pas rejetés, soit en raison des processus de devenir dans l’environnement. Par conséquent, compte tenu de la faible persistance et du faible potentiel d’accumulation des les organismes du 1,1-DCE, du manque de données sur toute augmentation récente, en cours ou prévue des rejets dans l’environnement ou des concentrations dans l’environnement ambiant, et d’après les indications que les concentrations actuelles se situent au-dessous des concentrations qui devraient avoir des effets nocifs sur l’environnement, il est conclu que le 1,1-DCE n’a pas d’effet nocif sur l’environnement au Canada.

Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Les incertitudes majeures dans cette évaluation se rapportent à la caractérisation de l’exposition. Des études de surveillance pendant les années 1980 et 1990 ont signalé des rejets industriels de 1,1-DCE dans l’eau. Toutefois, il semble qu’il y ait actuellement une faible utilisation commerciale du 1,1-DCE. La seule utilisation industrielle de 1,1-DCE qui a produit des rejets importants de 1,1-DCE (selon les déclarations effectuées dans le cadre de l’enquête menée en vertu de l’article 71 ou de l’Inventaire national des rejets de polluants) a eu lieu pendant l’année 2000 par une entreprise qui a indiqué avoir utilisé un volume élevé d’un solvant pour les produits d’étanchéité commercial, ce qui aurait pu faire que la substance soit rejetée dans l’air. D’autres utilisations du 1,1-DCE n’auraient produit que très peu sinon aucune émission, et par conséquent, il est possible qu’il y ait actuellement qu’une très légère exposition au 1,1-DCE dans l’environnement provenant de rejets industriels. On a composé avec ces incertitudes en élaborant une série de scénarios d’exposition au moyen de données de surveillance de l’air pour différents lieux et en utilisant une approche modélisée pour un rejet industriel hypothétique.

Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l’exposition

Milieux naturels et nourriture

On a recensé les données empiriques pour les concentrations environnementales de 1,1-DCE dans l’air ambiant, l’air intérieur, l’eau potable brute et traitée, le sol, ainsi que la nourriture et les boissons au Canada. On a également recensé des données empiriques pour les milieux naturels à d’autres endroits. Toutes les études relevées qui contiennent des données empiriques pour chaque milieu environnemental sont résumées à l’annexe 1, dans les tableaux A1 à A5.

Au cours d’une étude récente des concentrations dans l’air ambiant menée dans le cadre du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) actuel, on n’a pas détecté de 1,1-DCE dans aucun de 1 896 échantillons, à un seuil de détection de 0,026 μg/m3; ces échantillons ont été prélevés à 43 sites à l’échelle du Canada pendant la période comprise entre janvier et décembre 2008 (RNSPA, 2008). La substance a été détectée proche du seuil de détection de la méthode (0,012 µg/m3) dans un nombre limité d'échantillons d'air extérieur dans des arrière-cours résidentielles à Regina en 2007; la concentration médiane était de 0,006 µg/m3 (Santé Canada, 2010a). Une autre étude n'a pas réussi à détecter la présence de 1,1-DCE dans l'air extérieur à Windsor, en Ontario, au cours de l'été ou de l'hiver au-delà des seuils de détection de 0,152 µg/m3 et 0,046 µg/m3 pour les années 2005 et 2006, respectivement (Santé Canada, 2010b). Dans le cadre d'une étude portant sur l'air intérieur et extérieur de résidences à Ottawa, en Ontario, pour laquelle l'échantillonnage a été effectué pendant l'hiver 2002-2003, la concentration médiane de l'air extérieur était de 0,005 µg/m3(fréquence de détection : 18 %) (Zhu et al., 2005). La concentration médiane la plus élevée de 1,1-DCE décelée dans l'air extérieur à Windsor (en Ontario) en 2005, à savoir 0,076 µg/m3, a été utilisée pour obtenir l'estimation de l'absorption (annexe 2) puisqu'elle représente la concentration médiane la plus élevée dans l'ensemble des études canadiennes sur l'air extérieur.

Dans une étude portant sur l'air intérieur des résidences à Windsor, en Ontario, au cours des années 2005 et 2006, le 1,1-DCE a été détecté à des concentrations proches des seuils de détection de la méthode (0,152 μg/m3 et 0,046 µg/m3 pour 2005 et 2006, respectivement) dans un nombre limité d'échantillons (c'est-à-dire, des fréquences de détection entre 0,4 et 4,3 %). Pour l'été 2005, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile étaient toutes les deux de 0,076 µg/m3. Pour l'hiver 2005, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile étaient également toutes deux de 0,076 µg/m3. Pour l'été et l'hiver 2006, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile étaient toutes les deux de 0,023 µg/m3(Santé Canada, 2010b). Dans une étude réalisée en 2007 à Regina, en Saskatchewan, le 1,1-DCE a été détecté à une concentration près du seuil de détection de la méthode (0,012 µg/m3) dans un nombre limité d'échantillons d'air intérieur (c'est-à-dire, une fréquence de détection variant de 5,9 à 10,1 %). Pour l'été 2007, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile dans les échantillons sur 5 jours étaient de 0,006 µg/m3 et 0,023 µg/m3, respectivement. Pour l'hiver 2007, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile dans les échantillons sur 5 jours étaient de 0,006 µg/m3 et 0,027 µg/m3, respectivement (Santé Canada, 2010a). Dans le cadre d'une étude portant sur l'air intérieur et extérieur de résidences à Ottawa, en Ontario, pour laquelle l'échantillonnage a été effectué pendant l'hiver 2002-2003, les concentrations de la valeur médiane et du 95e centile de l'air intérieur étaient de 0,005 µg/m3 et 0,99 µg/m3, respectivement (fréquence de détection : 45 %) (Zhu et al., 2005). La concentration médiane la plus élevée de 1,1-DCE décelée dans l'air intérieur dans le cadre d'études récentes au Canada était de 0,076 µg/m3, d'après les données recueillies à Windsor, en Ontario, en 2005; cette valeur a été utilisée pour obtenir l'estimation de l'absorption environnementale (voir l'annexe 2). De plus, la concentration la plus élevée au 95e centile décelée dans l'air intérieur dans le cadre d'études récentes au Canada a été de 0,99 µg/m3, d'après les données recueillies à Ottawa, en Ontario, au cours de l'hiver 2002-2003.

On n’a décelé aucun 1,1-DCE lors de 14 enquêtes canadiennes sur l’eau potable effectuées dans différentes villes du pays entre 2003 et 2008 (CBWO, 2008; Ville de Victoria, 2008; Ville de Vancouver, 2008; TDWS, 2008; Ville de Niagara Falls, 2008; CSWTP, 2008; Ville de London, 2008; MEO, 2008; Utilities Kingston, 2008; BCOS, 2008; EPCOR, 2008; Ville de Montréal, 2006; CCW, 2003; CQE, 2003). Un résumé des données sur l’eau potable obtenues à partir de sites répartis dans l’ensemble des États-Unis et fournies par l’enquête intitulée United States Geological Survey sur une période d’échantillonnage comprise entre 1985 et 2001 a révélé des niveaux médians de 0,20 μg/L et de 0,026 μg/L de 1,1-DCE dans des échantillons, pour les puits publics et résidentiels respectivement (Zogorski et al., 2006). Zogorski et al. (2006) ont également déterminé les fréquences de détection de DCE, selon un pourcentage des échantillons totaux à un niveau d’évaluation de 0,2 μg/L; ces fréquences étaient de 1,3 % (n = 1 096) et de 0,21 % (n = 2 400), respectivement, pour les puits publics et les puits résidentiels. Le seuil de détection le plus élevé parmi les enquêtes canadiennes récentes, soit 0,52 μg/L pour 35 échantillons à Ottawa, en Ontario, en 2003, a été utilisé pour obtenir l’estimation de l’absorption (se reporter à l’annexe 2).

Des études qui analysaient la présence de 1,1-DCE dans des produits alimentaires disponibles au Canada ont été effectuées par Enviro-Test Laboratories au début des années 1990 à Ville-Mercier, au Québec (ETL, 1993), à Windsor, en Ontario (ETL, 1992) et à Cayley, en Alberta (ETL, 1991). Le 1,1-DCE n’a pas été décelé dans aucun des quatre échantillons de 34 aliments composites dans ces études. Les aliments qui composaient ses composites sont présentés pour Ville-Mercier, au Québec, dans le tableau A4 de l’annexe 1. Les seuils de détection des études de 1991 et de 1992 de ETL étaient de 50 μg/kg et de 1,0 μg/L dans les solides et liquides, respectivement, et dans l’étude de 1993 de l’ETL, les seuils de détection étaient de 5,0 μg/kg et de 1,0 μg/L pour les solides et les liquides, respectivement. À l’heure actuelle, les niveaux résiduels de 1,1-DCE dans les produits alimentaires ne font pas l’objet d’une surveillance par l’Agence canadienne d’inspection des aliments (courriel adressé au Bureau de gestion du risque de Santé Canada par l’Agence canadienne d’inspection des aliments en 2009, source non citée).

En ce qui concerne les emballages alimentaires, il est possible que le 1,1-DCE existe comme impureté de fabrication dans un emballage qui contient du PVDC. L’emballage de produits de grignotage peut contenir un revêtement en PVDC sur la cellulose ou le polypropylène (Gilbert et al., 1980). Un copolymère de PVDC et de polychlorure de vinyle peut être utilisé pour emballer des pâtés, des saucisses cuites et des fromages fondus comme élément des tubes plissés (Gilbert et al., 1980). Une marque de produit d’emballage alimentaire à usage domestique en plastique utilisé dans un contexte alimentaire était un copolymère composé de PVC (de 15 à 20 % du poids) et de PVDC (de 80 à 85 % du poids) (Birkel et al., 1977). La formule de ce produit d’emballage alimentaire en plastique de marque vendu en Amérique du Nord a été modifiée en 2004, passant de PVDC à du polyéthylène basse densité; toutefois, cela n’empêche pas que d’autres produits d’emballage alimentaire en plastique contenant du PVDC soient vendus sous différents noms de marque au Canada (Allen et Albala, 2007; Dow, 2006b). Par exemple le PVDC, qui est un polymère accepté dans l’emballage de produits alimentaires par Santé Canada, était présent dans deux nouveaux produits d’emballage enregistrés au Canada à compter de l’année 2007 (Santé Canada, 2009b). Un de ces produits d’emballage est jugé approprié pour la viande, le fromage, l’emballage de saucisses, et les fibres et les filaments ignifugeants (Solvay, 2010).

Une étude japonaise menée en 2005 n’a pas décelé de 1,1-DCE par analyse par chromatographie en phase gazeuse à espace de tête à un seuil de détection de 0,06 µg/g dans les pellicules d’emballage ou les pellicules d’enrobage à usage domestique contenant du PVDC pour les saucisses, le fromage et l’uiro (gâteau à vapeur japonais) ou dans les récipients alimentaires, les conduites d’eau, les pellicules d’emballage à usage domestique et les jouets contenant du PVC (Ohno et al., 2005). Dans une étude japonaise de 1976, aucun monomère de 1,1-DCE n’a été détecté à un seuil de détection de 1 ppm dans l’emballage à usage domestique et dans les pellicules d’enrobage pour les saucisses de poisson contenant du PVDC (Motegi et al., 1976). Une étude américaine de 1977 portant sur les emballages alimentaires en plastique a déterminé que les concentrations de monomères de 1,1-DCE dans les pellicules à usage domestique et à usage industriel s’élevaient à 8,8 ppm (de 6,5 à 10,4 ppm) et à 18,4 ppm (de 10,8 à 26,2 ppm) respectivement (Birkel et al., 1977). Une étude américaine de 1978 a révélé une concentration moyenne de 1,1-DCE dans les emballages alimentaires en plastique de 5,9 ppm (de 2,4 à 12,7 ppm) (Hollifield et McNeal, 1978). Cette étude a également examiné la concentration moyenne de 1,1-DCE décelée dans trois solvants simulant des aliments à la suite de contact avec deux différentes épaisseurs de pellicule (0,5 mm et 6,0 mm). Cette étude de migration a pu continuer pendant des périodes de longueurs variables (de 0,5 à 39 jours) à 49 oC jusqu’à ce que chaque échantillon ait subi une migration complète du 1,1-DCE dans le solvant, ou jusqu’à ce qu’il ait atteint un niveau d’équilibre apparent (Hollifield et McNeal, 1978). Pour la pellicule d’une épaisseur de 0,5 mm, les concentrations moyennes de 1,1-DCE dans l’heptane, l’huile de maïs et l’eau étaient de 39 ppb (de 34 à 44 ppb), de 34 ppb (de 18 à 41 ppb) et de 25 ppb (de 24 à 27 ppb), respectivement (Hollifield et McNeal, 1978). Pour la pellicule d’une épaisseur de 6 mm, les concentrations moyennes de 1,1-DCE dans l’heptane, l’huile de maïs et l’eau étaient de 320 ppb (de 66 à 579 ppb), de 255 ppb (de 12 à 627 ppb) et de 177 ppb (de 90 à 211 ppb), respectivement (Hollifield et McNeal, 1978). Aux fins d’évaluation de l’exposition, les résultats de l’expérience effectuée sur la pellicule d’une épaisseur de 0,5 mm peut être plus pertinente pour l’exposition alimentaire, comme un produit d’emballage alimentaire à usage domestique de marque était commercialisé à une épaisseur de 0,5 mm (Birkel et al., 1977).

Une enquête de 1980 effectuée sur les produits alimentaires emballés dans des pellicules contenant du PVDC achetés en Grande-Bretagne a révélé une concentration moyenne de monomères de 1,1-DCE de 0,019 ppm (de 0,010 à 0,025 ppm) dans les croustilles après 30 jours d’entreposage à température ambiante (Gilbert et al., 1980). De plus, parmi les autres aliments qui ont testés pour la migration du 1,1-DCE (biscuits, gâteaux, produits de grignotage, viandes cuites et fromages), seuls deux produits alimentaires avaient des concentrations supérieures au seuil de détection de 0,005 ppm : le boudin et le pâté de foie avaient tous les deux des concentrations variant entre 0,005 et 0,01 ppm; ces concentrations ont été détectées sur les bords du produit (Gilbert et al., 1980). Ces produits alimentaires avaient été entreposés pendant 60 jours à température ambiante (Gilbert et al., 1980). Cette étude a également déterminé les concentrations moyennes de monomères de 1,1-DCE dans les pellicules mêmes contenant du PVDC utilisées pour emballer les aliments : 0,49 ppm (< 0,06 à 1,26 ppm) pour le PVDC et le polypropylène, < 0,04 ppm pour le PVDC et la cellulose, 0,11 ppm (< 0,02 à 0,28 ppm) pour le PVDC-PVC et 0,15 ppm (de 0,12 à 0,16 ppm) pour le sac de croustilles. Dans une étude connexe, à un seuil de détection plus faible de 0,001 mg/kg, le 1,1-DCE a été détecté dans les aliments en contact avec la pellicule d’emballage contenant du PVDC (MAFF, 1980). Une étude japonaise menée en août 2004 de 13 échantillons de différents produits alimentaires (saucisses, saucisses de poisson, pâte de poisson bouilli et fromage) a révélé une plage de concentrations variant de 0,003 à 0,0095 µg/g (Ohno et Kawamura, 2006). Les données sur la concentration dans les produits alimentaires sont présentées à l’annexe 1, au tableau A4.

La United States Food and Drug Administration répertorie le 1,1-DCE comme additif alimentaire indirect, comme certains mélanges de polymères conservateurs qui recouvrent des fruits et des légumes (surtout les agrumes) peuvent contenir du 1,1-DCE (USFDA, 2006). Aucune étude portant sur la migration des mélanges conservateurs à partir de la nourriture n’a été relevée; toutefois, cela ne permet pas d’écarter la possibilité que des agrumes importés à partir des États-Unis pourraient être des sources potentielles d’exposition au 1,1-DCE.

En ce qui a trait au calcul des estimations de l'absorption, pour chacune des douze catégories alimentaires qui font partie de la consommation canadienne selon les renseignements précisés dans le rapport de Santé Canada (1998), les seuils de détection ont été utilisés pour les articles alimentaires pour lesquels aucun 1,1-DCE n'a été détecté, alors que les concentrations moyennes ont été utilisées pour les articles alimentaires où le 1,1-DCE a été détecté. Ces seuils de détection et ces concentrations moyennes ont été sélectionnés à partir de toutes les études disponibles énumérées dans le tableau A4 de l’annexe 1, sans égard au lieu. Cette approche prudente selon laquelle on utilise les seuils de détection pour certains articles alimentaires peut mener à une surestimation de l’exposition réelle. Les estimations de l’absorption alimentaire et les études sélectionnées sont présentées à l’annexe 6. Des scénarios relatifs à la migration de monomères 1,1-DCE des emballages alimentaires aux articles alimentaires n’ont pas été réalisés, comme des données empiriques existent pour les concentrations de 1,1-DCE dans les produits alimentaires emballés dans des produits contenant du PVDC (renseignements fournis à l’annexe 4). Toutefois, une soumission à l’Environmental Protection Agency des États-Unis, dans le cadre du Voluntary Children’s Chemical Evaluation Program (VCCEP), a fourni un scénario de migration pour les emballages alimentaires avec les absorptions par voie orale générales et élevées de 0,01 et de 0,0375 µg/kg p.c. par jour, respectivement (USEPA, 2002a; Williams et al., 2006). Ces niveaux d’absorption étaient considérablement inférieurs aux niveaux n’absorption estimés à partir des aliments et des boissons présentés à l’annexe 2.

En ce qui concerne les données de biosurveillance, l’enquête de 2003-2004 intitulée National Health and Nutrition Examination Survey effectuée par le National Center for Health Statistics aux États-Unis n’a pas détecté de 1,1-DCE dans aucun des 1 367 échantillons de sang humain prélevés d’adultes âgés de 20 à 59 ans, avec un seuil de détection de 0,009 ng/ML (NCHS, 2009). Le 1,1-DCE a été détecté qualitativement dans un de douze échantillons de lait maternel obtenus dans quatre villes aux États-Unis; le seuil de détection n’était pas précisé (Pellizzari et al., 1982). Dans une étude connexe, le 1,1-DCE a été décelé qualitativement dans un de huit échantillons de lait maternel obtenus dans quatre villes aux États-Unis; le seuil de détection n’était pas précisé (Erickson et al., 1980).

Dans l’étude la plus récente relevée sur les niveaux de 1,1-DCE dans le sol canadien, la concentration maximale détectée dans le sol des parcs urbains et ruraux de l’Ontario au début des années 1990 étaient de 0,12 ng/g de solides, et de 0,098 ng/g de solides, respectivement (MEEO, 1993). La moyenne pondérée des parcs urbains et ruraux de l’Ontario (à l’exception de la région nord-ouest) et des sols des parcs ruraux (région nord-ouest) de 0,046 μg/kg de solides a été utilisée pour obtenir l’estimation de l’absorption (se reporter à l’annexe 2).

L'absorption estimée maximale pour l'ensemble de la population était de was 1,34 μg/kg p.c. par jour pour les nourrissons non nourris au lait maternisé de zéro à six mois (annexe 2). L'air intérieur, les aliments et les boissons sont les principales sources d'exposition environnementale estimées; toutefois, le fait de se fier aux seuils de détection pour plusieurs des articles alimentaires peut indiquer que l'estimation d'absorption par les aliments et les boissons peut être supérieure à l'exposition réelle. Les emballages alimentaires contenant du PVDC sont la source principale prévue de monomères 1,1-DCE dans les produits alimentaires.

Produits de consommation

Des quantités résiduelles de 1,1-DCE peuvent être présentes dans les tapis à dossiers de latex, les adhésifs d’isolation industriels, les revêtements de films photographiques, les vêtements ignifugeants, et l’huile de copolymèrefluorée ou contenant du PVDC, ainsi que les enduits imperméabilisants de textiles (USEPA, 2002a), mais n’ont pas été détectées dans une étude japonaise récente portant sur les conduites d’eau, les pellicules d’emballage à usage domestique et les jouets (p. ex. ballon, jouet souple, jouet représentant un produit alimentaire, et masque) contenant du PVC, selon un seuil de détection de 0,06 μg/g (Ohno et al., 2005). Le 1,1-DCE a été détecté dans des emballages alimentaires en plastique à des concentrations moyennes de monomères de 1,1-DCE dans les pellicules à usage domestique et à usage industriel, selon une concentration de 8,8 ppm (de 6,5 à 10,4 ppm) et de 18,4 ppm (de 10,8 à 26,2 ppm), respectivement (Birkel et al., 1977).

Comme le 1,1-DCE se trouve lié dans la matrice polymérique, l’exposition découlant de l’utilisation de ces produits devrait être minime (ATSDR, 1994). Toutefois, vu que le 1,1-DCE a une très forte pression de vapeur (600 mm Hg à 25 oC), certaines des quantités résiduelles monomériques dans les produits de consommation peuvent être rejetées dans l’air. Dans le cadre d'une étude de la qualité de l'air intérieur dans 75 résidences à Ottawa, en Ontario, effectuée pendant l'hiver 2002-2003, on n'a décelé aucune corrélation entre les surfaces avec un tapis (avec un dossier en latex contenant du 1,1-DCE) et les valeurs mesurées de 1,1-DCE dans l'air intérieur (Zhu et al., 2005). La concentration moyenne arithmétique dans l'air intérieur était de 0,27 μg/m3, avec une fourchette allant de valeurs non détectables à 4,05 μg/m3; le seuil de détection était de 0,011 μg/m3 (Zhu et al., 2005). Le 75e centile du taux d’émission de 1,1-DCE dans ces 75 résidences à Ottawa a été mesuré à 0,05 mg de 1,1-DCE par heure (Zhu et al., 2005).

Un examen de 50 études sur l'air intérieur effectuées à l'échelle internationale entre 1978 et 1990 a permis d'établir que les sources d'émission de 1,1-DCE qui sont propres à un contexte intérieur (par exemple, des matériaux de construction, y compris des tapis avec un dossier en latex) ont engendré des concentrations de 1,1-DCE dans l'air intérieur qui sont augmentées d'un facteur général d'environ 13, par rapport aux concentrations dans l'air ambiant (Brown et al., 1994).

Comme la voie d'exposition probable du 1,1-DCE en ce qui concerne les produits de consommation est l'inhalation d'air intérieur contenant des émissions de 1,1-DCE provenant des matériaux de construction, et comme des données empiriques récentes existent pour l'air intérieur des résidences canadiennes, l'utilisation de la plus forte concentration médiane de 1,1-DCE dans l'ensemble des études récentes sur l'air intérieur (c'est-à-dire, 0,076 µg/m3 à Windsor, en Ontario, en 2005) (Santé Canada, 2010b) pour obtenir l'estimation d'absorption pour la composante de l'air intérieur de l'exposition environnementale est considérée tenir compte de toute exposition potentielle par inhalation à des produits finaux. De plus, l'utilisation de la plus forte concentration correspondant au 95e centile de récentes études sur l'air intérieur au Canada (c'est-à-dire, 0,99 µg/m3 à Ottawa, en Ontario, au cours de l'hiver 2002-2003) (Zhu et al., 2005) permettrait également de tenir compte d'une telle exposition par inhalation aux produits finaux lors de la comparaison à des paramètres non cancérogènes non chroniques (voir la section ci-dessous intitulée Caractérisation du risque pour la santé humaine).

On considère que l’exposition par les produits finaux est prise en compte dans l’estimation de l’absorption globale; toutefois, un scénario d’émissions de 1,1-DCE des tapis à dossier en latex vers l’air intérieur a été présenté dans un rapport soumis par l’entreprise Dow Chemical Company dans le cadre du programme Voluntary Children’s Chemical Evaluation Program (VCCEP) (USEPA, 2002a). Dans la soumission, on estimait des concentrations d’absorption générales et élevées de 0,023 et de 0,027 µg/kg p.c. par jour pour les enfants, en supposant que 80 % d’une période de 24 heures est passé à l’intérieur (Williams et al., 2006). Les maisons construites ou rénovées récemment auraient vraisemblablement les concentrations dans l’air intérieur de 1,1-DCE les plus élevées en raison des tapis à dossier de latex, comme le taux d’émission du scénario VCCEP a supposé une décomposition de premier ordre (Williams et al., 2006). Ces estimations de l'absorption par inhalation déterminées en fonction d'un scénario sont grosso modo équivalentes aux estimations de l'absorption fondées sur les données empiriques présentées à l'annexe 2 (estimation de l'absorption maximale par inhalation à partir de l'air intérieur de 0,04 µg/kg p.c. par jour) et indiquent que l'utilisation des données empiriques récentes sur l'air intérieur à Windsor, en Ontario, pour obtenir l'exposition globale dans l'environnement est prudente pour tout risque d'exposition aux produits finaux par inhalation.

La soumission du VCCEP a également conclu que les expositions cutanées au 1,1-DCE dans les textiles étaient sans importance ou non pertinente en raison du traitement à température élevée des tissus qui aurait pour effet d’éliminer les concentrations minimes de 1,1-DCE qui se trouvent dans les revêtements de textiles (concentration de < 5 ppm dans les revêtements avant le traitement) (USEPA, 2002a). Par conséquent, l’exposition cutanée aux quantités résiduelles de 1,1-DCE dans les revêtements de textile contenant du PVDC ou du copolymère fluoré en plus des vêtements résistants au feu et à l’inflammation n’était pas caractérisée sur cette base. De plus, la soumission du VCCEP a indiqué que les vêtements résistants au feu et à l’inflammation étaient normalement utilisés dans des contextes industriels (USEPA, 2002a). De plus, les expositions cutanées au 1,1-DCE dans le papier et le film photographique devraient être négligeables, car le 1,1-DCE est contenu dans une couche de latex interne et n’a donc essentiellement aucun potentiel de migration (USEPA, 2002a). L’exposition cutanée au 1,1-DCE découlant de sa présence dans les textiles, dans les vêtements résistants au feu et à l’inflammation, et dans le papier et le film photographique pour la population en général est considérée comme négligeable (c.-à-d. que l’exposition a surtout lieu dans un cadre professionnel). Par conséquent, l’exposition par voie cutanée n’était pas considérée comme une voie importante d’exposition des consommateurs par rapport à la voie par inhalation.

Confiance à l’égard de l’évaluation de l’exposition

On considère que le niveau de confiance à l’égard de l’ensemble des données sur l’exposition dans l’environnement est élevé. Des données empiriques propres au Canada étaient disponibles pour tous les milieux naturels, et ces données étaient récentes pour l’air ambiant, l’air intérieur et l’eau potable. L'utilisation de seuils de détection pour obtenir l'estimation de l'absorption globale pour l'eau potable, l'air ambiant et certaines catégories d'aliments indique que les concentrations moyennes dans ces milieux étaient possiblement beaucoup plus faibles. Le niveau de confiance est élevé quant au fait que les émissions dans l’air ambiant ont diminué, comme la source principale de rejets dans l’environnement de 1,1-DCE dans l’année civile 2000 (points de rejet des installations) n’est plus active.

En ce qui concerne l'exposition par les produits de consommation, on croit fermement que la concentration médiane la plus élevée utilisée pour l'air intérieur à Windsor, en Ontario (2005) (0,076 µg/m3) pour obtenir des estimations de l'absorption quotidienne pour la composante de l'air intérieur de l'exposition environnementale, et que la concentration la plus élevée du 95e centile utilisée pour l'air intérieur (0,99 µg/m3 à Ottawa, en Ontario, 2002-2003) lors de la comparaison à des paramètres non cancérogènes non chroniques (voir la section ci-dessous intitulée Caractérisation du risque pour la santé humaine), tiendraient compte de toute exposition potentielle par inhalation aux rejets de 1,1-DCE des matériaux de construction contenant du poluchlorure de vinylidène (PVDC). De plus, comme les estimations de l'absorption environnementale pour l'air intérieur sont semblables aux estimations d'absorption déterminées à partir du scénario se rapportant aux tapis à dossier de latex dans la soumission du Voluntary Children's Chemical Evaluation Program (VCCEP), le degré de confiance est élevé quant au fait que toute exposition par inhalation aux produits finaux est traitée dans les estimations d'absorption.

Évaluation des effets sur la santé

L’annexe 3 présente un aperçu des principales études toxicologiques pour le 1,1-DCE.

Les essais biologiques sur la cancérogénicité examinés dans plusieurs évaluations définies (CIRC, 1986, 1999; PISSC, 1990, 2003, USEPA, 2002b) comprennent les essais effectués sur l’exposition par voie orale et par voie sous-cutanée, et sur l’exposition par inhalation, ainsi qu’une étude sur l’initiation de tumeurs par voie cutanée. Un grand nombre de ces études sont limitées par le plan d’étude, ou par l’exécution de l’étude, y compris des durées d’exposition d’un an ou moins, ou l’administration d’une dose inférieure à la dose maximale tolérée.

Une augmentation de l’incidence de tumeurs (adénocarcinomes rénaux) attribuables à l’exposition a été observée chez les souris Swiss mâles (mais non chez les femelles) exposées par inhalation pendant un an à des doses de 0, 10 ou 25 ppm (ce qui équivaut à 0, à 40 et à 100 mg/m3, respectivement) de 1,1-DCE. Cette augmentation était seulement importante à la concentration la plus importante (Maltoni et al., 1984, 1985; PISSC, 1990) et il s’agissait du paramètre utilisé par l’USEPA pour développer un facteur du potentiel cancérogène par inhalation (5 × 10-5 par μg/m3) (Roberts et al., 2002).

De même, une estimation du potentiel cancérogène a été établie par Santé Canada. On a calculé la concentration tumorigène la plus faible 05 (CE05), soit 4,2 mg/m3 (équivalent à 5,6 mg/kg p.c. par jour), selon l'incidence d'adénomes pulmonaires chez les souris mâles et femelles (dans la même étude sur la cancérogénicité par inhalation que celle utilisée par l'Environmental Protection Agency). La CT05 se définit comme la concentration, généralement dans l'air, associée à une augmentation de 5 % de l'incidence des tumeurs ou de la mortalité due à des tumeurs (Santé Canada, 1996).

Il a été suggéré que les tumeurs aux reins observés étaient liées à la toxicité d’un métabolite suivant le métabolisme par CYP2E1 dans le rein de la souris. Certains chercheurs ont signalé l’absence de CYP2E1 dans le rein des humains (Amet et al., 1997; Cummings et al., 2000), ce qui suggère que ces tumeurs ne sont peut-être pas pertinentes aux humains. L’incidence d’autres tumeurs, notamment les carcinomes mammaires chez les souris Swiss femelles et les adénomes pulmonaires chez les souris Swiss mâles et femelles, a augmenté considérablement, mais sans relation exposition-réponse évidente. Le 1,1-DCE a également joué un rôle actif comme agent initiateur des papillomes des poumons chez les souris Swiss femelles (Van Duuren et al., 1979). Similairement, on n’a relevé aucune preuve de la cancérogénicité dans les études effectuées sur les rats ou les hamsters.

Le 1,1-DCE semble avoir un effet génotoxique chez les micro-organismes en présence d’un système exogène d’activation métabolique; on a obtenu des résultats variables en l’absence d’un tel système d’activation. On a également obtenu des résultats variables sur des cellules de mammifères in vitro. De façon générale, le 1,1-DCE n’est pas génotoxique dans des essais in vivo (aberration chromosomique chez le rat, test de létalité dominante chez la souris et le rat, test des micronoyaux chez la souris); on a cependant signalé des cas d’aberration chromosomique dans la moelle osseuse de hamsters chinois et une faible liaison à l’ADN dans le foie et les reins de souris et de rats (PISSC, 1990; USEPA, 2002b).

Aucune hausse du nombre de tumeurs n’a été observée chez les travailleurs exposés à n’importe laquelle des trois études épidémiologiques dans la littérature scientifique (Ott et al., 1976; Thiess et al., 1979; Waxweiler et al., 1981), mais la petite taille de la cohorte, la courte période d’observation et les facteurs de confusion potentiels empêchent toute évaluation du potentiel de cancérogénicité du 1,1-DCE chez les humains.

Selon le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 1999), le 1,1-DCE est non classifiable en tant qu'agent cancérogène pour les humains en raison de données insuffisantes dans le cas des humains et de données limitées dans le cas des animaux de laboratoire, tandis que l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 2002b) a conclu que des indices donnent à penser que le 1,1-DCE pourrait être cancérogène. En outre, il est classé par l'Union européenne comme substance cancérogène de catégorie 2, sous l'énoncé « peut provoquer le cancer » (Union européenne, 2008).

Les organes cibles pour les effets non cancérogènes sont le foie, les reins et les cellules pulmonaires de Clara. La plus faible concentration minimale avec effet nocif observé détectée (CMENO) était de 10 ppm (40 mg/m3), d’après des augmentations notables des lésions rénales (altérations régressives ou néphrite et abcès chez les mâles) chez les souris Swiss mâles exposées au 1,1-DCE pendant 52 semaines (Maltoni et al., 1984, 1985). La dose minimale avec effet observé (DMEO) la plus faible était de 5 mg/kg p.c. par jour, selon la néphrite chronique chez des rats F344 mâles et femelles au cours d’une étude par gavage de deux ans (NTP, 1982).

Pour les effets non cancérogènes fondés sur une période non chronique, une concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) de 60 mg/m3 a été déterminée dans le cadre d'une étude sur la toxicité sur le développement chez la souris. Une augmentation du nombre moyen de fœtus présentant un effet squelettique a été observée dans cette étude (Short et al., 1977).

Caractérisation des risques pour la santé

Selon les essais biologiques sur la cancérogénicité critique (Maltoni et al. 1984, 1985), les adénocarcinomes rénaux ont seulement été observés à la concentration la plus élevée (100 mg/m3). Cette concentration est environ 1 300 000 fois plus élevée que la concentration médiane la plus élevée de 1,1-DCE dans l'air au Canada (0,076 µg/m3 dans l'air intérieur; Santé Canada, 2010b).

De façon générale, le 1,1-DCE n’est pas génotoxique dans des essais in vivo.

En se servant du facteur de risque de cancer calculé par Santé Canada (c.-à-d. le CT05 de 4,2 mg/m3; équivalent à 5,6 mg/kg p.c. par jour) pour la même étude sur la cancérogénicité par inhalation effectuée chez les souris mentionnée ci-dessus, et de l'estimation de la limite supérieure de l'absorption quotidienne pour les adultes au sein de la population canadienne (c'est-à-dire ≤ 0,017 μg/kg p.c. par jour pour les adultes âgés de 20 à 59 ans et de plus de 60 ans; cela se rapproche des expositions pendant toute la durée de vie), on calcule que la marge entre ces estimations est de l'ordre de grandeur de 3,3 x 105. Cette marge est considérée comme adéquate pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant les effets sur la santé et l'exposition.

Une comparaison du plus faible seuil critique pour des effets par inhalation pour des effets non cancérogènes chroniques (40 mg/m3; Maltoni et al., 1984, 1985) avec la concentration médiane la plus élevée de 1,1-DCE dans l'air au Canada (0,076 µg/m3 dans l'air intérieur; Santé Canada, 2010b) permet d'obtenir une marge d'exposition d'environ 530 000. Cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données des effets sur la santé et l'exposition.

Une comparaison du plus faible seuil critique pour des effets par inhalation pour des effets non cancérogènes sur une période non chronique (60 mg/m3; Short et al., 1977), avec la concentration la plus élevée au 95e centile de 1,1-DCE dans l'air au Canada (0,99 µg/m3) permet d'obtenir une marge d'exposition d'environ 61 000. Cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données des effets sur la santé et l'exposition.

La marge d'exposition entre l'estimation d'absorption de la limite supérieure pour toutes les sources d'exposition (1,34 µg/kg p.c. par jour pour les nourrissons non nourris au lait maternisé âgés de 0 à 6 mois; annexe 2, et le niveau d'effet critique pour des effets non cancérogènes par voie orale (5 mg/kg p.c. par jour; NTP, 1982) est d'environ 3 700. Cette marge est considérée comme adéquate pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant les effets sur la santé et l’exposition.

On considère que les effets critiques non cancérogènes du 1,1-DCE associés à la cytotoxicité du foie, des reins et des cellules pulmonaires de Clara chez les rats et les souris découlent de dommages causés par l’établissement d’un lien covalent entre les produits métaboliques activés par le CYP2E1 du 1,1-DCE et des macromolécules cellulaires (USEPA, 2002b).

Incertitudes de l’évaluation des risques pour la santé humaine

Plusieurs des essais biologiques de cancérogénicité examinés dans les évaluations déterminées étaient limités par le plan d’étude, y compris des durées d’exposition d’un an ou moins, ou l’administration d’une dose inférieure à la dose maximale tolérée. Il subsiste des doutes concernant les variations interspécifiques et intraspécifiques, l’extrapolation des données des animaux à l’homme, et le manque de données sur l’homme pour plusieurs paramètres.

Des incertitudes existent concernant les niveaux actuels de 1,1-DCE dans les produits alimentaires consommés par les Canadiens en raison du manque de données récentes répertoriées et la mesure inconnue dans laquelle les préparations d’emballages alimentaires contenant du PVDC peuvent avoir changé au Canada ou pour certains produits importés récemment. Sans mener une enquête sur un panier typique de produits alimentaires consommés par les Canadiens, la mesure dans laquelle l’estimation de l’absorption présentée à l’annexe 2 est représentative des habitudes de consommation actuelles des Canadiens est incertaine. Cependant, l’utilisation de seuils de détection et de concentrations moyennes pour les catégories alimentaires pourrait probablement prévenir toute sous-estimation de l’exposition au 1,1-DCE dans les produits alimentaires. Les quantités actuelles de 1,1-DCE commercialisées au Canada sont incertaines, car l’année de déclaration pour l’enquête publiée en application de l’article 71 de la LCPE (1999) était l’année civile 2000. Il y a aussi une incertitude quant à la mesure dans laquelle des produits finaux contenant du PVDC ont pénétré le marché aux fins de vente au Canada parmi l’ensemble des produits semblables disponibles.

Conclusion

D'après les renseignements inclus, il est conclu que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64a) ou b) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. De plus, le 1,1-DCE ne satisfait pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Compte tenu de l'adéquation des marges d'exposition entre les estimations prudentes de l'exposition au 1,1-dichloroéthène et les doses à effet critique, il est conclu que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999) car il ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est conclu que le 1,1-dichloroéthène ne satisfait à auncun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Annexes


Note de bas de page

[1] La détermination de la conformité à l’un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l’environnement ou la santé humaine associés aux expositions dans l’environnement en général. Pour les humains, cela inclut notamment les expositions par l’air ambiant et intérieur, l’eau potable, les produits alimentaires et l’utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE (1999) portant sur les substances énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) n’est pas pertinente à une évaluation, qu’elle n’empêche pas non plus, par rapport aux critères de risque définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie d’un cadre réglementaire pour le Système d’information sur les matières dangereuses au travail (SIMDUT) pour les produits destinés à être utilisés au travail. De la même manière, la conclusion qui s'inspire des critères contenus dans l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas les mesures prises en vertu d'autres articles de la LCPE (1999) ou d'autres lois.