Sonmmaire

En application de l'article 74 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 1,4-dioxane, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 123-91-1. Une priorité élevée a été accordée à l’évaluation préalable de cette substance inscrite au Défi lancé par les ministres, car elle présente un risque d’exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada et a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. La substance ne répondait pas aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation sur le 1,4-dioxane est donc axée sur les risques pour la santé humaine.

Selon les renseignements déclarés conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), entre 10 000 et 100 000 kg de 1,4‑dioxane ont été importés et fabriqués au Canada en 2006. De plus, les entreprises canadiennes ont déclaré avoir utilisé entre 10 000 et 100 000 kg de cette substance. En ce qui a trait aux rejets dans l'environnement, entre 10 000 et 100 000 kg de 1,4-dioxane y ont été rejetés en 2006, la plus grande partie ayant pénétré dans l'eau et dans l'air. Au Canada, le 1,4-dioxane est principalement utilisé comme solvant dans la recherche et le développement. Toutefois, on le trouve également sous la forme d'une impureté dans les substances éthoxylées, qui sont utilisées dans de nombreuses industries (produits de soins personnels, détergents, matériaux d'emballage des aliments, etc.).

D'après les renseignements disponibles sur les concentrations présentes dans l’environnement et les résultats d’une enquête réalisée en application de l’article 71 de la LCPE (1999), les sources d'exposition de la population générale au 1,4-dioxane seraient les milieux environnementaux (air ambiant, air intérieur, aliments et eau potable) ainsi que l'utilisation par les consommateurs de produits (produits de soins personnels et produits ménagers) contenant cette substance.

En s’appuyant principalement sur les évaluations de plusieurs organismes internationaux et nationaux réalisées selon la méthode du poids de la preuve et des données toxicologiques disponibles, les effets critiques associés à l’exposition au 1,4-dioxane suivant une exposition orale ou par inhalation à la substance, mais non après une exposition par voie cutanée, sont des tumorigenèses ainsi que d’autres effets systémiques, principalement des dommages aux reins et au foie, et ce, par toutes les voies d’exposition (orale, cutanée et inhalation). L'ensemble des données indique que le 1,4-dioxane n'est pas une substance mutagène et qu'elle présentait, dans certains essais, une faible clastogénicité à des niveaux d'exposition élevés, et non dans d'autres essais souvent associés à la cytotoxicité. Compte tenu des données toxicologiques, toxicocinétiques et toxicodynamiques disponibles, une approche fondée sur le seuil d'innocuité a été utilisée pour évaluer le risque pour la santé humaine. Une dose sans effet nocif observé pour les effets nocifs chroniques, ainsi qu'une concentration à laquelle aucune tumeur n’a été observée, a été établie chez des rats exposés au 1,4-dioxane dans l'eau potable sur une période de deux ans.

Les marges entre les limites supérieures estimatives de l’exposition dans les milieux naturels et l'utilisation de produits de consommation, à la lumière de la fréquence et du profil d'utilisation de la substance, des expositions mises en commun ainsi que des concentrations associées aux effets chez les animaux de laboratoire, sont considérées comme suffisamment protectrices pour tenir compte des données manquantes et des incertitudes inhérentes à l'évaluation des risques pour la santé humaine.

Compte tenu de la pertinence des marges d’exposition entre les estimations prudentes de l’exposition au 1,4-dioxane et des niveaux d’effet critique chez les animaux de laboratoire, il est conclu que le 1,4-dioxane est considéré comme une substance ne pénétrant pas dans l’environnement en quantité, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaine.

D’après les valeurs empiriques disponibles, le 1,4-dioxane devrait se dégrader seulement dans l’air, et non dans l’eau, le sol ou les sédiments. Il ne devrait pas exister de risque de bioaccumulation dans l'environnement. Cette substance répond donc aux critères de la persistance, mais non à ceux de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. En outre, les données empiriques de la toxicité en milieu aquatique indiquent que la substance représente un faible danger pour les organismes aquatiques. Selon une comparaison de la concentration estimée sans effet et de la concentration estimée raisonnable de la pire exposition dans l’environnement dans l’eau de surface du Canada, il est conclu que le 1,4-dioxane 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 nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ou encore à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu des renseignements disponibles, il est conclu que le 1,4-dioxane ne répond pas aux critères de l’article 64 de la LCPE (1999).

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement, 1999 [LCPE (1999)] exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l'information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

• celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada ou;
• celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada, 2006) qui exigeait à l'industrie et aux autres intervenants de fournir, dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, à élaborer et à préciser des bonnes pratiques de gestion des risques et de l'intendance des substances jugées hautement prioritaires.

Une priorité élevée a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le 1,4-dioxane pour la santé humaine étant donné le risque d'exposition des Canadiens, qui a été jugé le PFRE, et la classification de la substance par d'autres organismes en ce qui a trait à la cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 30 août 2008 (Canada, 2008). En même temps a été publié le profil de cette substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle reposait sa catégorisation. Des renseignements sur la substance ont été communiqués en réponse au Défi.

Même s’il a été jugé hautement prioritaire d’évaluer les risques que présente le 1,4-dioxane pour la santé humaine et que cette substance répond aux critères écologiques de la catégorisation pour la persistance, la substance ne répondait pas aux critères relatifs au potentiel de bioaccumulation ou à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation est centrée principalement sur les renseignements utiles à l'évaluation des risques pour la santé humaine.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCEP (1999) mettent l’accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l’article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à étudier les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

L’évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés des substances, les dangers, les utilisations et l’exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. 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 avril 2009 (exposition et écologie) et jusqu’en février 2009 (effets sur la santé). Au cours de la période de commentaires publics relatifs l’évaluation préalable finale, une étude sur l’exposition par inhalation de deux ans a été déterminée et incluse dans l’ensemble des données toxicologiques. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions.

L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend l'examen de données pertinentes pour l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble ainsi que de l'information sur les dangers pour la santé (surtout fondée sur des évaluations réalisées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart entre les valeurs prudentes 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, cela dans le contexte d'une évaluation préalable. L’évaluation préalable finale ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s’agit plutôt d’un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable finale a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes d’Environnement Canada et de Santé Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l’écologie ont fait l’objet d’une étude consignée par des pairs ou d’une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment Michael Jayjock (The Lifeline Group), Glenn Talaska (University of Cincinnati) et Chris Bevan (CJB Consulting LLC). Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que des commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable des risques.

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

Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est appelée 1,4-dioxane. Le tableau 1 présente un résumé de l'identité de la substance.

Tableau 1 . Identité de la substance 1,4-dioxane

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS)	123-91-1
Nom dans la LIS	1,4-Dioxane
Noms relevés dans les National Chemical Inventories (NCI)	Dioxyde de diéthylène-1,4 (ECL, PICCS) Ether de diéthylène (PICCS) Oxyde de diéthylène (PICCS) 1,4-dioxane (anglais et français) (AICS, ASIA-PAC, LIS, EINECS, ENCS, NZIoC, PICCS, SWISS, TSCA) Dioxane (PICCS) Dioxane, para- (PICCS) p-dioxane (PICCS)
Autres noms	Dioxyde de diéthylène; oxyde de diéthylène-1,4; 1,4‑dioxacyclohexane; 1,4‑dioxane; dioxane; p-dioxane; 1,4-dioxane; dioxyéthylène ether de dioxane; 1,4-dioxine, tétrahydro-; NE 220; NSC 8728; UN 1165; UN 1165 (DOT)
Groupe chimique (Groupe de la LIS)	Produits chimiques organiques définis
Principale classe chimique ou utilisation	Produits chimiques organiques hétérocycliques
Principale sous-classe chimique	Composés organiques hétérocycliques (oxygène)
Formule chimique	C4H8O2
Structure chimique
SMILES1	C1OCCOC1
Masse moléculaire	88,11 g/mol

Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les données physiques et chimiques du 1,4-dioxane qui se rapportent à son devenir dans l'environnement.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du 1,4-dioxane

Sources

Aucune source naturelle du 1,4-dioxane n'a été décelée. Cependant, dans le cas des aliments, peu de données suggèrent que le 1,4-dioxane est un constituant naturel de la fraction volatile produite en faibles concentrations dans certains aliments (Chung et al., 1983; Hartung, 1989). Bien que ces études démontrent sa présence, nous ignorons si cette occurrence est due à la production naturelle ou à une contamination car le 1,4-dioxane est une impureté contenue dans les additifs alimentaires et pesticides éthoxylés et peut se trouver dans divers milieux naturels (NICNAS 1998, communication personnelle de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada en 2009; source non citée; communication personnelle adressée en 2009 par la Direction des aliments de Santé Canada; source non citée).

Des émissions anthropogéniques du 1,4-dioxane peuvent se réaliser lors de sa production ou de sa transformation. Comme autre source principale au Canada, le 1,4-dioxane est formé non intentionnellement comme sous-produit de l'éthoxylation où l'oxyde d'éthylène (OEt) ou l'éthylèneglycol est condensé, lors de la création de polymères éthoxylés utilisés dans diverses applications industrielles et applications de consommation (Figure 1) (Robinson et Ciurczak, 1980; NICNAS, 1998; Black et al., 2001). En dépit de l'extraction sous vide, des traces du 1,4-dioxane sont toujours présentes (Robinson et Ciurczak, 1980).

Figure 1. Mécanisme général de formation du 1,4-dioxane par éthoxylation (Robinson et Ciurczak, 1980). [OEt = oxyde d'éthylène; EFA = acide gras éthoxylé; 1,4-D = 1,4-dioxane]

D'après les renseignements soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), entre 10 000 et 100 000 kg du 1,4-dioxane ont été fabriqués au Canada en 2006. En outre, entre 10 000 et 100 000 kg ont été importés au cours de la même année. Des entreprises canadiennes ont également déclaré avoir utilisé entre 10 000 et 100 000 kg du 1,4‑dioxane en 2006 (Environnement Canada, 2008).

Utilisations

Du point de vue historique, le 1,4-dioxane a été utilisé principalement comme stabilisant pour le 1,1,1-trichloroéthane. Cette fonction a été éliminée graduellement en raison de mesures de contrôle de l'utilisation du 1,1,1-trichloréthane imposées en vertu du Protocole de Montréal (Canada, 1998). À présent, le 1,4-dioxane est très utilisé comme solvant dans la fabrication de produits pharmaceutiques, la recherche et le développement ainsi que comme réactif analytique dans les laboratoires (Environnement Canada, 2009a). Le 1,4-dioxane est utilisé comme solvant de support dans la fabrication de produits pharmaceutiques, de médicaments vétérinaires et de produits de santé naturels. Dans les produits pharmaceutiques, il est classé comme solvant résiduel de catégorie 2 avec une concentration maximale de 380 mg/kg si l’exposition quotidienne maximale du produit contenant du 1,4-dioxane ne dépasse pas 10 g; pour les produits administrés en doses supérieures à 10 g/jour, l’exposition quotidienne permise ne doit pas dépasser 3,8 mg/jour. Une limite de concentration identique et une exposition quotidienne permise ont été définies pour le 1,4-dioxane résiduel contenu dans les produits de santé naturels et les produits pour animaux (communication personnelle de la Direction des produits de santé naturels de Santé Canada en 2009; source non citée; communication personnelle adressée en 2009 par la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada; source non citée). En outre, le 1,4-dioxane est une composante d'agents chimiques industriels utilisés comme inhibiteurs de corrosion, antioxydants et dégraisseurs d'équipement lourd (Environnement Canada, 2008).

Comme il a déjà été mentionné, le 1,4-dioxane résiduel est formé lors de la production de substances éthoxylées utilisées dans diverses applications, notamment les produits cosmétiques, l'emballage d'aliments, des produits agricoles et des processus industriels (EURAR, 2002). Au Canada, les substances éthoxylées contenant du 1,4‑dioxane comme sous-produit sont produites et utilisées comme surfactants, agents émulsifiants, agents mouillants et agents de gonflement dans de nombreuses industries (Environnement Canada, 2009a). Le 1,4-dioxane se trouve également comme impureté dans un formulant dans 168 pesticides ayant des utilisations alimentaires et non alimentaires (communication personnelle, Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, 2009, source non citée). Par ailleurs, le 1,4-dioxane se trouve à l’état d’impureté dans les solvants utilisés dans la préparation d’ingrédients et d’auxiliaires technologiques employés dans la fabrication des matériaux d’emballage alimentaire tels que le papier et les films rétrécissables, même si l’exposition au 1,4-dioxane issue de ces matériaux a été jugée minime (communication personnelle adressée en 2009 par la Direction des aliments de Santé Canada; source non citée). Le 1,4-dioxane peut également se trouver à l’état d’impureté dans les additifs alimentaires polysorbate 80, polysorbate 65, polysorbate 60 et polyéthylène glycol, à une limite résiduelle maximale de 10 mg/kg conformément aux spécifications de ces produits chimiques indiquées dans le Food Chemicals Codex (FCC, 6^e éd., 2008) (communication personnelle adressée en 2009 par la Direction des aliments de Santé Canada; source non citée). Les additifs alimentaires cités ci-dessus dans lesquels pourrait se trouver du 1,4-dioxane à l’état d’impureté, peuvent uniquement se trouver dans les aliments pour lesquels une disposition existe relative à l’utilisation de ces additifs conformément au Règlement sur les aliments et drogues (communication personnelle adressée en 2009 par la Direction des aliments de Santé Canada; source non citée).

À présent, le 1,4-dioxane est présent sur la « Liste critique » des ingrédients des cosmétiques de Santé Canada qui interdit son utilisation intentionnelle comme ingrédient dans les produits cosmétiques. Il peut, toutefois, se retrouver comme impureté de fabrication (Santé Canada, 2007).

Rejets dans l'environnement

Les renseignements déclarés en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent qu'en 2006, de 10 000 kg à 100 000 kg de 1,4‑dioxane ont été rejetés dans l'environnement. La majorité des rejets ont été observés dans l'eau et l'air, et une fraction minime a été observée dans le sol (Environnement Canada, 2008). En 2006, les quantités de 1,4‑dioxane rejetées dans l'air et l'eau variaient de 10 000 à 100 000 kg. Au cours de cette même année, les rejets relevés dans l'Inventaire national des rejets polluants (INRP) indiquent que 13 800 kg de 1,4‑dioxane ont été rejetés dans l'air et 6 500 kg dans l'eau. Par contre, les rejets dans le sol n'ont pas été révélés (INRP, 2006).

En 2006, le Toxics Release Inventory Program (TRI) des États-Unis (TRI) a déclaré des rejets dans l'air de 56 tonnes et dans l'eau de 22 tonnes, alors que 64 tonnes auraient été rejetés dans le sol par injection (TRI, 2006). Les grandes quantités de rejets sont probablement dues à la croissance d'utilisation du 1,4‑dioxane aux États-Unis comparativement au Canada.

En plus des rejets dans l'environnement, les renseignements soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent qu'entre 100 et 1000 kg de 1,4‑dioxane ont été transférés à des installations de traitement de déchets dangereux, tandis que moins de 100 kg ont été transférés à des installations de déchets inoffensifs (Environnement Canada, 2008).

Devenir dans l'environnement

D’après les propriétés physiques et chimiques du 1,4-dioxane (tableau 2), cette substance se caractérise par une hydrosolubilité élevée (1 000 000 mg/L), une pression de vapeur élevée (5 080 Pa), un faible log K_oe (-0,42 à -0,27) et une constante de la loi de Henry moyenne (0,49 Pa·m³/mol). Les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 3) suggèrent que les fractions massiques importantes de la substance dépendent du milieu du rejet et que la répartition du 1,4‑dioxane dans l'eau peut être considérable, tandis que la répartition de la substance dans les sédiments est négligeable.

Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) pour le 1,4‑dioxane

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Le tableau 4a présente des données empiriques tirées d’un essai de biodégradation immédiate qui indique une biodégradation de 0 % du 1,4-dioxane sur une période de 14 jours (Ministry of International Trade and Industry [MITI], 1992). Cette étude a signalé une valeur négative pour la biodégradation, indiquant donc que la substance pourrait être perdue au cours du test. Ainsi, la fiabilité des données rapportées est faible. D’après EURAR (2002), une étude antérieure menée par BUA (1991) a aussi révélé une absence de biodégradation dans les deux conditions d’essai standard (Organisation de coopération et de développement économiques) et non standard. Ce résultat est appuyé par les experts en assainissement des lieux contaminés qui signalent une biodégradation limitée du 1,4-dioxane (Steffan, 2007).

La substance ne contient pas de groupements fonctionnels pouvant subir une hydrolyse ou une photolyse directe dans les milieux aquatiques. Elle est également résistante à la biodégradation dans l’eau à condition ambiante (CCME, 2008).

Le tableau 4a présente également une donnée empirique indiquant une demi-vie atmosphérique inférieure à un jour par photooxydation avec des radicaux hydroxyles (OH-), considérés comme le mécanisme de perte principal dans l’air (Atkinson, 1989).

Tableau 4a. Données empiriques sur la dégradation du 1,4-dioxane

Bien que les données expérimentales sur la dégradation du 1,4-dioxane soient limitées, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a aussi été utilisée avec les modèles de biodégradation présentés au tableau 4b. Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et qu'on estime que le 1,4‑dioxane est libéré dans ce milieu, la biodégradation dans l'eau a fait l'objet principal de cette étude.

Tableau 4b. Données modélisées sur la dégradation du 1,4-dioxane

Dans l'air, la demi-vie prévue par oxydation atmosphérique de 0,38 jour (voir le tableau 4a) indique que cette substance devrait s'oxyder rapidement. Le composé peut aussi être assujetti à la photolyse et réagir avec d'autres espèces photo‑oxydantes dans l'atmosphère comme l'ozone (EURAR, 2002). Les données empiriques indiquant une demi-vie de 0,98 jour et une demi-vie estimée de 0,38 jour résultant de réactions avec des radicaux hydroxyles permettent d'affirmer que le 1,4-dioxane est non persistant dans l'air.

Dans l’eau, les données modélisées permettent d’aboutir à diverses conclusions. Les données modélisées du temps et de la probabilité de biodégradation obtenues par BIOWIN (voir le tableau 4b) permettent de conclure que la substance a une demi-vie inférieure à 182 jours. Toutefois, les données modélisées de TOPKAT et CATABOL indiquent une demi-vie dans l’eau d’au moins 182 jours (tableau 4b). Pour tirer les conclusions relatives à la persistance, un poids plus important a été donné aux données empiriques (tableau 4a; EURAR, 2002; Staffen, 2007; CCEM, 2008) indiquant que d’après les prévisions de TOPKAT et CATABOL, la demi-vie du 1,4-dioxane est d’au moins 182 jours. Ainsi, il est considéré que le 1,4-dioxane est persistant dans l’eau.

Il est possible d'extrapoler la demi-vie dans le sol et les sédiments à partir de la demi-vie dans l'eau à l'aide des facteurs de Bœthling : t_1/2 eau : t_1/2 sol : t_{1/2 sédiments} = 1 : 1 : 4 (Bœthling et al., 1995). Donc, comme la donnée empirique ci‑dessus indique une demi-vie dans l'eau d'au moins 182 jours et un facteur d'extrapolation applicable de 1, la demi-vie de la substance dans le sol devrait également être d'au moins 182 jours. Ainsi estimée, la demi-vie dans les sédiments devrait être quatre fois plus élevée (c.‑à‑d. ≥ 728 jours). On peut donc conclure que le 1,4-dioxane est persistant dans le sol et les sédiments.

De ce fait, les données empiriques et les prévisions modélisées montrent que le 1,4-dioxane répond aux critères de la persistance dans l’eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans le sol et l’eau ≥ 182 jours et demi-vie dans les sédiments ≥ 365 jours), mais il n’est pas considéré comme étant persistant dans l’air (demi-vie ³ 2 jours), selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

De plus, le potentiel de transport à grande distance (PTGD) du 1,4-dioxane à partir de son point de rejet dans l'air est estimé faible. Le modèle TaPL3 (2000) a été utilisé pour estimer la distance de transport caractéristique (définie comme la distance maximale parcourue par 63 % de la substance) de 95 km pour le 1,4-dioxane. Beyer et al., (2000) ont proposé de considérer le PTGD comme étant élevé si la distance de transport caractéristique est supérieure à 2 000 km, moyen si elle est de 700 à 2 000 km et faible si elle est inférieure à 700 km. Selon l’estimation du modèle, le 1,4-dioxane devrait surtout avoir un faible potentiel de transport à grande distance et se retrouver à proximité de ses sources d’émission.

Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs expérimentales du log K_oe du 1,4-dioxane semblent indiquer que cette substance chimique n’est pas bioaccumulable dans les organismes (tableau 2 ci-dessus). Le facteur de bioconcentration (FBC) chez le poisson serait compris dans la plage de 0,2 à 0,7 L/kg poids humide (MITI, 1992).

Comme il existe peu de données expérimentales sur la bioaccumulation du 1,4-dioxane, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure­activité (RQSA) a également été utilisée avec les modèles du facteur de bioaccumulation (FBA) et du facteur de bioconcentration (FBC) indiqués au tableau 5.

Tableau 5. Données modélisées sur la bioaccumulation du 1,4‑dioxane

Le modèle modifié du facteur de bioaccumulation de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez le poisson a estimé un facteur de bioaccumulation à 0,96 L/kg, ce qui indique que le 1,4-dioxane ne présente aucun potentiel de bioconcentration ou de bioamplification dans l’environnement. Les valeurs du FBC calculées à l’aide de modèles (tableau 5) confirment, aux fins de l’établissement du poids de la preuve, le faible potentiel de bioconcentration de cette substance.

D’après les valeurs modélisées et empiriques disponibles, le 1,4-dioxane ne répond pas aux critères de la bioaccumulation (FBA ou FBC ≥ 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel d'effets écologiques nocifs

La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions suivant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence exigé en vertu de la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprennent les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité intrinsèque, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Il existe des preuves modélisées et expérimentales confirmant que le 1,4‑dioxane ne nuit pas aux organismes aquatiques à de faibles concentrations (tableaux 6a et 6b).

Tableau 6a. Données empiriques sur la toxicité aquatique du 1,4-dioxane

Tableau 6b. Données modélisées sur la toxicité aquatique du 1,4-dioxane

Un ensemble plus complet des données sur la toxicité aquatique est disponible dans l’International Uniform Chemical Information Database (IUCLID) (BESC, 2000) et l’évaluation des risques réalisée par l’Union européenne (EURAR, 2002). Ces données se situent dans la même plage que celles présentées au tableau 6a. La base de données AQUIRE (ECOTOX, 2006) fait état de valeurs médianes pour la toxicité aquatique aiguë allant de 2 274 à 12 326 mg/L.

La valeur expérimentale la plus faible de la toxicité aquatique est de 163 mg/L, selon une concentration efficace moyenne (CE₅₀) sur 48 heures pour le Ceriodaphnia dubia (TSCATS, 1989). Cette valeur peut toutefois être mise en question étant donné les autres niveaux de toxicité déclarés et le fait qu'il a été impossible d'obtenir un exemplaire de l'étude initiale et d'en évaluer la qualité. Lorsque le Ceriodaphnia dubia a été soumis à un essai statique à long terme, la concentration sans effet observé (CSEO) chronique signalée était beaucoup plus élevée (~630 mg/L). (Springborn Laboratories, 1989; DOW, 1995). Ainsi, comme dans l’évaluation de l’Union européenne (EURAR, 2002), ce résultat n’a pas été utilisé comme mesure des effets pour la caractérisation des risques. La deuxième valeur de la toxicité la plus faible (575 mg/L dans le tableau 6a) a été sélectionnée comme valeur de la toxicité critique (VTC), indiquant ainsi le potentiel pour les effets écologiques sur les espèces sensibles.

Le tableau 6b présente les prévisions d'écotoxicité qui ont été jugées fiables et qui ont été utilisées avec la méthode du poids de la preuve reposant sur des RQSA pour la toxicité aquatique (Environnement Canada, 2007).

La gamme de données empiriques sur la toxicité ainsi que les prévisions de la toxicité aquatique obtenues à l’aide des modèles RQSA indiquent que la substance n’est pas très dangereuse pour les organismes aquatiques (CL₅₀ ou CE₅₀ aiguë > 1,0 mg/L).

On a déterminé une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) à partir de la valeur de la toxicité critique relevée dans les données empiriques. En appliquant, aux fins de l’évaluation, un facteur de 10 à la plus faible valeur empirique à effet chronique, soit 575 mg/L, cela pour tenir compte des variations interspécifiques et intraspécifiques en matière de sensibilité, et pour extrapoler un critère d’effet aigu obtenu en laboratoire à une valeur d’effet chronique obtenue sur le terrain, on obtient une valeur prudente pour la CESE de 57,5 mg/L.

D'après les renseignements de l'enquête menée conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), la majorité des rejets du 1,4‑dioxane se retrouvent dans l'eau et l'air. Si elle est rejetée dans l'eau, la substance devrait demeurer dans l'eau principalement (tableau 3). Le 1,4‑dioxane n'a pas été décelé dans l'eau de surface dans les régions à l'Est du Canada (CCME, 2008). Pour les besoins de la présente évaluation écologique, deux scénarios prudents d’exposition dans l’eau ont été créés pour estimer les rejets dans l’environnement aquatique provenant d’activités industrielles et de l’utilisation par les consommateurs, ainsi que les concentrations résultantes dans l’eau.

Le scénario est basé sur la plus grande quantité totale fabriquée à une seule usine, supposant qu’une fraction prudente a été rejetée dans l’eau (5 %), qu’aucune quantité n’a été transférée à une usine de traitement des eaux usées et qu’un cours d’eau relativement petit a été contaminé. La concentration environnementale estimée (CEE) est de 0,39 mg/L pour ce scénario prudent créé au moyen de l’outil d’exposition générique industriel – Milieu aquatique d’Environnement Canada. Le quotient de risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) qui en résulte est 0,007, ce qui révèle l’improbabilité que le 1,4-dioxane cause des dommages écologiques au Canada (Environnement Canada, 2009a).

Comme on trouve du 1,4-dioxane dans les produits de consommation, Mega Flush, outil d’Environnement Canada, a été utilisé pour estimer les rejets à l’égout issus des produits de consommation. Mega Flush estime la concentration environnementale estimée maximale à 0,004 mg/L et le quotient de risque (concentration environnementale estimée/concentration estimée sans effet) qui en résulte à 0,0008, ce qui révèle l’improbabilité que le 1,4-dioxane cause des dommages écologiques au Canada (Environnement Canada, 2009b).

Même si aucune étude convenable n'a été retrouvée sur les effets écologiques de ce composé dans des milieux autres que l'eau, il est peu probable que l'exposition au 1,4‑dioxane rejeté dans l'air (l'autre milieu principal où il serait rejeté) ait des effets en raison de sa faible toxicité aquatique et de sa courte demi‑vie dans l'air.

Il est à noter que cette conclusion a été tirée malgré les hypothèses prudentes prononcées en réaction aux incertitudes soulignées dans le cadre de l'évaluation. Un certain degré d’incertitude est associé au fait que le 1,4-dioxane n’a pas été décelé dans l’environnement aquatique au Canada, et qu’un modèle d’exposition a été employé pour prévoir une concentration de cette substance dans l’eau dans le pire des cas. En outre, un certain degré d’incertitude est associé à l’utilisation de la valeur de toxicité critique et de la concentration estimée sans effet dans le calcul du quotient de risque. La valeur critique de la toxicité chronique a été divisée par un facteur d'évaluation de 10.

Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

Milieu environnemental

Les limites supérieures estimées de l'absorption quotidienne de 1,4‑dioxane dans l'air ambiant, l'air intérieur, le sol et l'eau potable ont été calculées. Ces limites sont résumées pour tous les groupes d'âge à l'annexe 1. La plage des limites supérieures totales estimées varie de 0,19 µg/kg-p.c. (kg-p.c.) par jour pour les enfants allaités de moins de six mois à 1,26 µg/kg-p.c. par jour pour les enfants nourris de lait maternisé de moins de six mois. Les enfants allaités et les enfants nourris de lait maternisé ont été exposés au 1,4-dioxane notamment par l’absorption d’air et d’eau potable (le 1,4-dioxane n’a pas été décelé dans le lait maternel et le lait maternisé). L'eau potable représentait la contribution prédominante au total de l'absorption quotidienne estimative pour tous les groupes d'âge, suivie de l'air intérieur.

Plusieurs études menées aux États-Unis et au Canada révèlent des concentrations décelables du 1,4‑dioxane dans l'air ambiant (maximum de 0,646 µg/m³) et dans l'air intérieur (maximum de 0,85 µg/m³) respectivement à partir de toutes les données recueillies (Harkov, 1984; Brown et al., 1994; Fellin et Otson, 1997; Singhvi, 1999). Les données canadiennes ont été utilisées pour estimer l'absorption des deux sources d'air : 0,646 µg/m³ (air ambiant) et 0,685 µg/m³ (air intérieur) (Fellin et Otson, 1997). Les études du sol sont limitées; les données sont issues de seulement quelques études menées au Japon et au Canada (Golder Associates, 1987; gouvernement du Japon, 2004). Le 1,4‑dioxane n'a pas été décelé dans les sols au Canada, la limite de détection étant de 100 µg/kg pour l'exposition estimée (Golder Associates, 1987).

Plusieurs études menées au Japon révèlent des concentrations décelables du 1,4‑dioxane (maximum de 16 µg/L) dans l'eau de surface (Abe, 1999; Kawata et al., 2003; Simazaki et al., 2006). Cependant, le 1,4-dioxane n'a pas été décelé dans l'eau de surface dans les régions à l'Est du Canada (CCME, 2008). Des données canadiennes sur l'eau potable ont été utilisées pour estimer l'absorption. Otson (1987) a démontré que le 1,4‑dioxane n'a pas été décelé dans 42 échantillons bruts et 42 échantillons traités provenant d'une usine municipale de traitement des eaux usées dans la région des Grands Lacs. Dans ce cas, la limite de détection de 10 µg/L a été utilisée pour estimer l'exposition.

Même si aucune étude sur la présence du 1,4‑dioxane dans les aliments au Canada n'a été retrouvée, les données du Japon suggèrent que le 1,4‑dioxane était présent dans plusieurs groupes alimentaires (Nishimura et al., 2004). Cependant, après une consultation avec la Direction des aliments de Santé Canada, une deuxième analyse des concentrations publiées a indiqué que les concentrations observées étaient toutes inférieures à la limite de détection de 2 µg/kg citée dans l'étude (communication personnelle, Direction des aliments, Santé Canada, 2009, source non citée). Dans le cadre d’une étude subséquente, le même groupe de recherche a mis à l’essai des repas complets et a décelé le 1,4-dioxane dans 1 de 27 échantillons (Nishimura et al., 2005). En considérant le fait que les absorptions alimentaires varient entre le Japon et le Canada, les différences éventuelles dans les concentrations du 1,4-dioxane dans l’eau (servant à la préparation et à la cuisson) entre le Canada et le Japon, les différences d’utilisation d’additifs alimentaires entre les deux pays au moment où ces études japonaises ont été menées et les limites des deux études déjà mentionnées, les données alimentaires tirées de ces études n’ont pas été incluses dans les estimations de l’absorption quotidienne des milieux environnementaux (annexe 1).

Une étude a examiné la présence probable du 1,4-dioxane dans le lait maternel (à l’aide d’un modèle pharmacocinétique à base physiologique (PBPK)), notamment sur des femmes ayant un potentiel d’exposition à cette substance en milieu de travail (Fisher et al., 1997). Dans cette étude, un coefficient de partage lait/sang de 0,89 a été observé; indiquant qu’une quantité plus importantede 1,4-dioxane devrait être présente dans le sang que dans le lait. Une étude du Center for Disease Control and Prevention (CDC) a examiné les échantillons de sang de plus de 2 000 personnes tirés d’une étude de surveillance biologique américaine du NHANES (2008-2008) et indiqué que le 1,4-dioxane n’était décelé dans aucun des échantillons de sang prélevés (Blount et al., 2008). Ainsi, selon le modèle PBPK une quantité encore plus faible est envisagée dans le lait. Ceci est vérifé par les propriétés physiques et chimiques du 1,4 Dioxane. En général, les produits chimiques lipophiles sont préférablement assimilés dans le lait maternel en raison de leurs teneurs supérieures en graisse. Toutefois, le 1,4-dioxane est très hydrophile (log K_oe : de -0,27 à -0,42), En conséquence, l’exposition au 1,4-dioxane à partir du lait maternel n’est pas prévu.

Le 1,4-dioxane peut se trouver à l’état d’impureté dans les additifs alimentaires, tels que les polysorbates 80, 65 et 60 et le polyéthylène glycol. Ainsi, des quantités infimes de 1,4-dioxane peuvent être transportées dans les aliments pouvant contenir ces additifs ou dans l’utilisation de préparations pouvant contenir ces additifs (communication personnelle, Direction des aliments, Santé Canada, 2009, source non citée). Les estimations de l’absorption quotidienne de 1,4-dioxane comme impuretés dans les additifs alimentaires permis (polysorbates 80, 65 et 60 et le polyéthylène glycol) ont été calculées en fonction de la limite maximale de résidus de 10 mg/kg du 1,4-dioxane dans les additifs, selon le Food Chemicals Codex (FCC, 6^e éd., 2008) et de la concentration maximale d’utilisation pour les aliments où les additifs sont permis, d’après les tableaux IV et VIII du Règlement sur les aliments et drogues (voir l’annexe 2). Ces estimations sont considérées comme étant très prudentes; on présumait que les additifs alimentaires (polysorbates et polyéthylène glycol) et les résidus du 1,4-dioxane étaient présents à leurs concentrations maximales permises dans les aliments (Règlement sur les aliments et drogues) et les concentrations de résidus dans les additifs alimentaires (Food Chemicals Codex), respectivement (Canada [1978]) (communication personnelle, Direction des aliments, Santé Canada, 2009, source non citée). De plus, les concentrations résiduelles du 1,4‑dioxane dans les aliments devraient être faibles en raison de sa volatilité et, de ce fait, elles devraient être encore inférieures dans les aliments qui sont transformés et cuits à des températures élevées. L’annexe 2 fournit des renseignements complémentaires relatifs à la nature prudente de ces estimations. Il faudrait noter, par contre, que les estimations de l'absorption de 1,4‑dioxane provenant de l'utilisation d'additifs alimentaires sont inférieures au total de l'absorption des milieux environnementaux, l'estimation la plus élevée étant de 0,335 µg/kg-p.c. par jour pour les enfants de 1 à 4 ans, et si ces estimations sont ajoutées à celles de l'absorption des milieux environnementaux, elles n'exercent aucune incidence sur l'estimation la plus faible et la plus élevée d'absorption des milieux environnementaux.

Les produits de consommation

Le 1,4‑dioxane a été retrouvé dans divers produits de soins personnels, à différentes concentrations (tableau 7a).

Tableau 7a. Concentration du 1,4-dioxane dans divers produits de soins personnels

Des concentrations maximales signalées dans les produits (tableau 7a) ont été utilisées pour dériver l'exposition estimée causée par l'utilisation de produits de soins personnels (tableau 7b). En l’absence de concentrations canadiennes précises dans les produits, des données non canadiennes ont été utilisées pour estimer les expositions. Il n’existe aucune indication selon laquelle le processus d’éthoxylation (source des niveaux résiduels de 1,4-dioxane dans les produits) est différent dans les pays dans lesquels les données ont été choisies. Plusieurs produits de ces enquêtes peuvent tout aussi bien être disponibles sur le marché canadien. L'exposition a été modélisée au moyen du logiciel ConsExpo 4.1 (ConsExpo, 2006). Le Système de déclaration des cosmétiques (SDC) de Santé Canada a servi à déterminer si les types de produits autres que ceux résumés au tableau 7b contenaient des ingrédients qui pourraient contenir du 1,4‑dioxane comme sous‑produit.  Le colorant capillaire a été identifié comme type de produit contenant des sulfates d'alkyles éthoxylés. Étant donné que les concentrations mesurées du 1,4-dioxane dans le colorant capillaire ne sont pas disponibles, les mesures de 1,4‑dioxane dans les ingrédients cosmétiques tirées d'une récente enquête de la Food and Drug Administration (FDA) ont été utilisées pour estimer l'exposition de l'utilisation de ce type de produit. Black et al., 2001 ont signalé des concentrations de 45 à 1 102 ppm dans les sulfates d'alkyles éthoxylés, et si on multiplie cette concentration maximale du sous‑produit par la valeur de composition signalée dans le Système de déclaration des cosmétiques pour le colorant capillaire, on obtient une estimation de la concentration de 1,4‑dioxane.

Il a été démontré que le 1,4-dioxane n'est pas absorbé facilement par la peau (3,4 % : transport de lotion pour la peau) sur l'avant‑bras de singes (Marzulli et al., 1981), ce qui suggère une fonction d'évaporation (NICNAS, 1998; EURAR, 2002; VCCEP, 2007). De plus, lorsqu'il est ajouté à un matériel semblable à une lotion, le 1,4-dioxane est reconnu pour s'évaporer rapidement (90 % en 15 minutes) dans des conditions de non occlusion (Bronaugh, 1982). Par conséquent, en caractérisant l'exposition, on a présumé que 90 % du 1,4‑dioxane est disponible pour l'inhalation, alors que 10 % est disponible pour l'exposition dermique. On a également fait une distinction entre les produits qui doivent être rincés et ceux qui ne le sont pas. Par conséquent, divers facteurs de protection de la peau ont été utilisés dans l'analyse (voir l'annexe 3).

Tableau 7b. Exposition estimée de la femme adulte¹ au 1,4-dioxane à partir de produits de soins personnels

L’exposition au 1,4-dioxane à partir de produits de soins personnels a été estimée pour les femmes, les hommes et les enfants (poids corporel de 7,5 kg). Cependant, après l’analyse, il était évident qu’en raison de facteurs comme la fréquence d’utilisation, les femmes étaient le groupe ayant la plus grande incidence d’exposition. Pour assurer la clarté, seulement les estimations d'exposition pour les femmes et les enfants sont présentées dans le présent rapport.

En utilisant les concentrations du 1,4-dioxane de produits pour enfants (tableau 7a), l'exposition a été estimée pour les enfants de moins de six mois (tableau 7c). L'exposition globale pour trois produits est estimée à 4,2 x 10^-5 mg/kg/jour.

Tableau 7c. Estimation d'exposition des enfants¹ au 1,4‑dioxane par l'intermédiaire de produits de soins personnels

Le 1,4-dioxane a aussi été décelé dans le détergent à vaisselle, des détergents et d'autres produits ménagers (Fuh et al., 2005; Tanabe et Kawata, 2008). Étant donné le potentiel d'exposition quotidienne à la substance dans le détergent à vaisselle manuelle, l'exposition a été estimée pour un adulte qui pèse 70.9 kg. En utilisant des données sur des produits de consommation du Système de déclaration des cosmétiques (concentration maximale : 0,033 %; SDC, 2009), l'exposition a été analysée en utilisant le logiciel ConsExpo 4.1 et a été estimée comme minime (inhalation : 2,2 × 10⁻⁴ mg/kg-p.c. par jour; par voie cutanée : 6,5 × 10⁻⁵ mg/kg-p.c. par jour).

La confiance en les estimations d'exposition pour les milieux environnementaux et les produits de consommation est élevée. Toutes les données sur le sol, l'air et l'eau sont canadiennes et considérées comme adéquates pour permettre de quantifier l'exposition au 1,4‑dioxane. La confiance en les estimations d’absorption à partir de sources alimentaires est faible, les données de contrôle canadiennes sur les concentrations du 1,4-dioxane dans les aliments n’étant pas disponibles, et donc pas incluses dans les estimations d’absorption. Néanmoins, telles qu’elles ont été discutées précédemment, les expositions estimées à certains additifs alimentaires sont considérées comme étant surestimées, les niveaux réels dans les aliments devant être très faibles (communication personnelle, Direction des aliments, Santé Canada, 2009, source non citée). Même s'il existe un certain degré d'incertitude à l'égard des concentrations du 1,4‑dioxane dans certains produits disponibles au Canada, étant donné les renseignements limités sur la présence ou les concentrations de la substance dans les produits de consommation disponibles au Canada, les estimations d'exposition à partir de l'utilisation de produits contenant du 1,4‑dioxane étaient fondées sur des hypothèses prudentes. Par conséquent, on est confiant que les estimations d'exposition sont des estimations supérieures prudentes.

Évaluation des effets sur la santé

Les renseignements disponibles concernant les effets sur la santé du 1,4‑dioxane sont résumés à l'annexe 4.

D'après les résultats d'enquêtes menées sur des animaux de laboratoire, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé le 1,4‑dioxane dans le groupe 2B, soit comme « possiblement cancérogène pour l'humain » (CIRC, 1999), la Commission européenne l'a classé dans la Catégorie 3, soit comme « substance préoccupante en raison d'effets cancérogènes possibles mais à l'égard desquels l'information disponible ne permet pas d'établir une évaluation satisfaisante » (Commission européenne, 2000; ESIS, 2009), la U.S. Environmental Protection Agency (EPA) l'a classé comme cancérogène du groupe B2, soit comme « substance probablement cancérogène pour les humains » (US EPA, 1990) et le National Toxicology Program des États-Unis l'a classé parmi les « substances dont on peut raisonnablement présumer qu'elles sont cancérogènes pour l'homme » (NTP, 2005). Ces classifications se fondent sur des observations d'adénomes hépatocellulaires et de carcinomes chez des souris, de tumeurs dans les fosses nasales, dans les tissus sous‑cutanés du foie, dans les glandes mammaires et dans les mésothéliomes péritonéaux de rats et de tumeurs dans le foie et la vésicule biliaire de cobayes ayant été exposés oralement au 1,4-dioxane (US EPA, 1990; CIRC, 1999).

Lorsque le 1,4‑dioxane a été administré par l'eau potable dans le cadre d'essais biologiques de la cancérogénicité chronique, une importante augmentation de l'incidence d'adénomes hépatocellulaires et de carcinomes a été observée de façon répétée chez les deux sexes de diverses souches de rats et de souris et chez des cobayes mâles (des cobayes femelles n'ont pas été soumises aux essais), alors que des tumeurs des fosses nasales ont été observées seulement chez les rats des deux sexes exposés à des concentrations de 1,4‑dioxane de 0,5 % (240 à 398 mg/kg-p.c. par jour) et à des doses supérieures dans l'eau potable pendant deux ans. Une importante croissance du nombre d’incidences de tumeurs du foie a été observée chez les souris et les rats auxquels on a administré de 0,05 à 1 % (77 à 1 070 mg/kg p.c. par jour) de 1,4-dioxane et des doses supérieures dans l’eau potable pendant deux ans (Kociba et al., 1974; National Cancer Institute, 1978; Yamazaki et al. 1994; JBRC, 1998c), tandis qu'un nombre croissant d'incidences de mésothéliomes péritonéaux observées chez les rats mâles et de tumeurs des glandes mammaires chez les rats femelles ont été observées chez les rats exposés à des concentrations 1,4‑dioxane de 0,5 % (398 à 514 mg/kg-p.c. par jour) dans l'eau potable pendant deux ans (Yamazaki et al., 1994; JBRC, 1998c). À une dose de 1,4‑dioxane de 0,01 % (9,6 à 19 mg/kg-p.c. par jour) dans l'eau potable pendant deux ans, aucune formation de tumeurs et aucun effet d'exposition n'a été observé chez les rats exposés (Kociba et al., 1974). En outre, des tumeurs du foie et des fosses nasales ont été observées chez des rats exposés au 1,4‑dioxane à des concentrations de 0,75 à 1,8 % (environ l'équivalent de 770 à 1 850 mg/kg-p.c. par jour) dans l'eau potable pendant des périodes relativement plus courtes, soit de 13 mois (Hoch-Ligeti et al., 1970; Argus et al., 1973) ou de 63 semaines (Argus et al., 1965); aucun résultat d'analyse statistique n'a été fourni. Lors d'un essai biologique sur la cancérogénicité effectué chez des cobayes mâles, 22 animaux ont été exposés à des doses du 1,4‑dioxane variant de 0,5 à 2 % (1 200 à 4 800 mg/kg-p.c. par jour) dans l'eau potable pendant 23 mois; trois animaux ont développé des hépatomes, un a développé des adénomes rénaux et deux ont développé des carcinomes de la vésicule biliaire (Hoch-Ligeti et Argus, 1970).

Une étude ancienne de l’exposition chronique par inhalation n’a fourni aucune preuve de la cancérogénicité ou autres effets nocifs sur les rats des deux sexes, exposés au 1,4-dioxane à 400 mg/m³ pendant deux ans (Torkelson et al., 1974). Toutefois, au cours de la période de commentaires publics relatifs à cette évaluation, une étude de deux ans sur l’exposition par inhalation sur des rats mâles F344 a été publiée (Kasai et al., 2009). Une augmentation attribuable à la dose et significative de l’incidence de carcinomes malphigiens et d’adénomes hépatocellulaires a été constatée principalement sur les rats exposés à 1 250 ppm (4500 mg/m³) et une augmentation significative de l’incidence de mésothéliomes péritonéaux a été observée à 250 ppm (900 mg/m³) et supérieur. L’incidence d’hypernéphromes, de fibroadénomes mammaires et d’adénomes dans la glande de Zymbal a également augmenté avec la dose, mais ne s’est pas révélée statistiquement significative. Des lésions prénéoplasiques dans la cavité nasale, notamment l’augmentation significative de l’incidence de l’élargissement nucléaire, une atrophie et des métaplasies respiratoires ont été constatées à 50 ppm (180 mg/m³) et supérieur.

L’application cutanée du 1,4-dioxane seul n’a pas provoqué de tumeurs cutanées liées à l’exposition ou d’autre nature sur les souris (King et al., 1973; Perone et al., 1976). Cependant, dans le cadre d'un essai visant à favoriser la croissance de tumeurs par voie cutanée, dans le cas où les souris ont été exposées au diméthylbenzanthracène avant de recevoir la dose de 1,4‑dioxane, on a observé des tumeurs cutanées ainsi que des tumeurs dans les poumons, les reins, la rate et le foie (King et al., 1973). Des tumeurs pulmonaires provoquées par le 1,4-dioxane ont également été observées chez les souris mâles, mais pas chez les femelles, lorsque la substance a été administrée par injection intrapéritonéale (Maronpot et al., 1986; Stoner et al., 1986).

En ce qui a trait aux humains, même si plusieurs études épidémiologiques n'ont pas fourni de preuves de formation de tumeurs induites par le 1,4‑dioxane dans le milieu de travail (Thiess et al., 1976, 1981; NIOSH, 1977; Buffler et al., 1978; Kramer et al., 1978), une étude comparative d'envergure sur la mortalité fondée sur des données tirées du Danish Cancer Registry a révélé que les rapports d'incidence normalisée proportionnels pour les tumeurs du foie des travailleurs mâles exposés au 1,4‑dioxane et à d'autres produits chimiques dans le milieu de travail étaient considérablement supérieurs aux rapports attendus, alors qu'une augmentation de 50 % de l'incidence du cancer du foie a été observée dans les milieux de travail où le 1,4‑dioxane était la seule substance utilisée (Hansen, 1993; Hansen et al., 1993).

La génotoxicité du 1,4‑dioxane a été évaluée par une gamme d'essais in vitro et in vivo. Tous les essais de mutagénicité étaient négatifs, y compris ceux effectués dans des cellules bactériennes et mammaliennes ainsi que dans des cellules de levures, un essai visant à induire une mutation létale dominante chez des souris et un essai pour induire une mutation létale récessive chez le Drosophila (BASF, 1977, 1979a, b, c, 1991; Stott et al., 1981; Haworth et al., 1983; Nestmann et al., 1984; Yoon et al., 1985; Khudoley et al., 1987; Kwan et al., 1990; McGregor et al., 1991; Morita et Hayashi, 1998). En outre, tous les essais de mutagénicité utilisant l'un des métabolites du 1,4-dioxane, soit le 1,4‑dioxan-2-one, ont aussi donné des résultats négatifs (Goldsworthy et al., 1991; EURAR, 2002). En ce qui concerne les enquêtes sur la clastogénicité, y compris l'aberration chromosomique, l'induction micronucléaire et l'échange de chromatides sœurs, la majorité des résultats des essais in vitro étaient négatifs, un résultat positif étant faible, et les résultats des essais d'induction micronucléaire in vivo étaient mixtes pour les deux souches de souris CD-1 et C57BL/6 (Galloway et al., 1987; McFee et al., 1994; Mirkova, 1994; Tinwell et Ashby, 1994; Morita et Hayashi, 1998; Roy et al., 2005). Une augmentation considérable du nombre d'aberrations chromosomiques a été observée chez 11 travailleurs exposés aux oxydes d'alkylène, y compris le 1,4‑dioxane, pendant plus de 20 ans dans le milieu de travail. Cependant, les travailleurs ont également été exposés à des mutagènes connus comme l'oxyde d'éthylène et l'oxyde de propylène (Thiess et al., 1981). Une importante augmentation du degré d'aneuploïdie a été observée chez le Drosophila (Muñoz et Barnett, 2002), mais non dans les levures (Zimmermann et al., 1985) qui ont été exposés au 1,4-dioxane. L'incidence de 1,4-dioxane était positive dans certains essais, mais non dans d'autres, dans le cadre de l'examen des effets sur l'acide désoxyribonucléique (ADN) comme des cassures de brins d'ADN, l'amélioration des processus de réparation d'ADN ou la prolifération de cellules (mesurées comme synthèse réplicative de l'ADN) et la transformation des cellules. Toutefois, ces effets étaient généralement importants seulement à des doses plus élevées ou après une exposition prolongée et souvent, en présence de cytotoxicité (Stott et al., 1981; Heidelberger et al., 1983; Sina et al., 1983; Sheu et al., 1988; Sai et al., 1989; Kitchin et Brown, 1990; Goldsworthy et al., 1991; Hellmer et Bolcsfoldi, 1992; Uno et al., 1994; Miyagawa et al., 1999; Sasaki et al., 2000). La Commission européenne a conclu que le total du poids de la preuve indique que le 1,4-dioxane est un composé non génotoxique (EURAR, 2002). L'Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) a déclaré que « collectivement, les renseignements disponibles suggèrent que le 1,4-dioxane est un composé non génotoxique, au mieux, un composé faiblement génotoxique » (ATSDR, 2007). Le gouvernement de l'Australie a conclu que « dans l'ensemble, le poids de la preuve des essais in vitro et in vivo indique une faible probabilité que le 1,4‑dioxane soit mutagène » (NICNAS, 1998).

Même si les mécanismes de cancérogénicité du 1,4-dioxane ont été examinés par d'autres organismes, ils n'ont pas été élucidés entièrement car les données sur la réaction aux doses et le progrès de la réaction en fonction du temps pour caractériser et déterminer les événements clés de la formation de tumeurs induites par le 1,4‑dioxane, et de ce fait, pour appuyer toute hypothèse liée au mécanisme de cancérogénicité, sont insuffisantes, incohérentes ou inexistantes. Par contre, l'ensemble des preuves indique que le 1,4‑dioxane n'est pas génotoxique. Ainsi, même si le mode d'induction de tumeurs n'a pas été élucidé entièrement, on ne considère pas que les tumeurs observées sont causées par une interaction directe avec le matériel génétique (NICNAS, 1998; EURAR, 2002; ATSDR, 2007; VCCEP, 2007). Certains ont laissé entendre que la formation de tumeurs dans les fosses nasales de rats exposés au 1,4-dioxane dans l’eau potable est causée par l’inspiration d’eau dans les fosses nasales lorsqu’ils prennent de l’eau de leur bouteille, causant l’exposition directe des fosses nasales à des doses élevées, puis la cytotoxité (Reitz et al., 1990; Goldsworthy et al, 1991; Stickney et al., 2003; Sweeney et al., 2008), les causes étant liées à l'anatomie nasale du rat et à la méthodologie expérimentale. Toutefois, une étude récente de deux ans sur les rats (Kasai et al., 2009) a permis de constater des lésions prénéoplasiques et néoplasiques dans les fosses nasales des rats par inhalation; par conséquent, la pertinence pour les humains des tumeurs nasales provoquées par le 1,4-dioxane ne peut pas être exclue. Par ailleurs, le 1,4-dioxane n’est pas un carcinogène complet car il n’a présenté qu’une activité de promotion des tumeurs, et non pas une activité d’initiation des tumeurs (Pereira et al., 1982; Bull et al., 1986; Stoner et al., 1986; Lundberg et al., 1987).

Plusieurs études ont indiqué que le 1,4‑dioxane était absorbé rapidement et complètement après une exposition orale ou une exposition par inhalation chez les humains et les rats, alors qu'une incidence d'absorption beaucoup moins grande (3,4 % en général) s'est produite lors de l'exposition par voie cutanée chez les singes et sur la peau humaine in vitro (Young et al., 1976, 1977, 1978; Marzulli et al., 1981; Bronaugh, 1982). Après une injection intrapéritonéale, le 1,4-dioxane a été réparti rapidement et décelé dans tous les tissus examinés (Woo et al., 1977; Mikheev et al., 1990). Le métabolite primaire du 1,4‑dioxane, l'acide β-hydroxyéthoxyacétique (HEAA), a été décelé dans l'urine de rats et d'humains (Young et al., 1976, 1977, 1978; Braun et Young, 1977). Le 1,4-dioxan-2-one a également été décelé dans l'urine de rats, selon le pH et la température des conditions analytiques. À un pH élevé, le HEAA est décelé, et à un pH faible, le HEAA est converti au 1,4-dioxan-2-one (Braun et Young, 1977; Woo et al., 1977, 1978). À des doses plus faibles, l'élimination rapide (demi‑vie d'environ une heure) du 1,4‑dioxane a été observée chez des humains exposés à 50 ppm (180 mg/m³) de 1,4‑dioxane par inhalation. Une demi‑vie semblable a été observée chez des rats ayant reçu des doses orales ou intraveineuses du 1,4-dioxane (moins de 10 mg/kg-p.c.). Cependant, la toxicocinétique non linéaire du 1,4‑dioxane a été démontrée chez des rats lorsque l'oxydation du 1,4‑dioxane à ses métabolites primaires, le HEAA et le 1,4-dioxan-2-one, a atteint un point de saturation à des doses supérieures à 50 ppm (180 mg/m³) dans l'air ou à 10 mg/kg-p.c. administrées oralement et l'accumulation du 1,4‑dioxane a été observée (Young et al., 1976, 1977, 1978; Stickney et al., 2003). En outre, le métabolisme amélioré dans le foie n'a pas eu pour effet d'accroître l'hépatotoxicité du 1,4‑dioxane mesurée par le contenu en glutathione hépatique ou en enzymes sériques de l'alanine transaminase, ce qui révèle que les métabolites n'ont pas joué un rôle majeur dans l'hépatotoxicité du 1,4-dioxane (Nannelli et al., 2005). Dans l'ensemble, les preuves suggèrent qu'il peut exister un seuil de toxicité et de cancérogénicité à des doses où le métabolisme du 1,4-dioxane devient saturé (VCCEP, 2007).

Plusieurs modèles pharmacocinétiques et pharmacodynamiques à base physiologique (MPBP) ont été créés pour prévoir l'absorption, la répartition, le métabolisme et l'élimination du 1,4‑dioxane chez les rongeurs et les humains (Young et al., 1977, 1978; Leung et Paustenbach, 1990; Reitz et al., 1990; Fisher et al., 1997; Sweeney et al., 2008). Le modèle de Fisher et al. (1997) indique que le 1,4-dioxane peut aussi être éliminé dans le lait maternel humain, comme il est indiqué dans la partie d’évaluation de l’exposition. Toutefois, cette élimination du 1,4-dioxane dans le lait maternel n’a été ni évaluée ni prévue par d’autres modèles pharmacocinétiques à base physiologique (MPBP). Comme il est décrit dans la partie d’évaluation de l’exposition, l’exposition au 1,4-dioxane dans le lait maternel n’est pas envisagée.

Les effets primaires non néoplastiques induits par le 1,4‑dioxane sont les dommages au foie et aux reins, lesquels sont généralement associés à une exposition à de fortes doses du 1,4‑dioxane et à la citotoxicité, qui ont été observés par tous les mécanismes d'exposition faisant objet de l'étude chez les humains et les animaux de laboratoire. Parmi les autres effets nocifs induits par le 1,4‑dioxane, on compte des effets sur le système nerveux central, les systèmes respiratoires et sanguins ainsi que l'estomac.

La dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) reçue oralement pour les effets non néoplastiques fondés sur des lésions au foie a été observée à 16 mg/kg-p.c. par jour chez des rats exposés au 1,4-dioxane par l'eau potable pendant deux ans (Yamazaki et al., 1994; JBRC, 1998c). De plus, les DME(N)O reçues oralement qui ont été décelées dans le cadre d'études subchroniques, de courte durée et aiguës sont de 130 mg/kg-p.c. par jour (Kano et al., 2008), de 400 mg/kg-p.c. par jour (la seule dose faisant objet de l'essai; Nannelli et al., 2005) et de 1 050 mg/kg-p.c. par jour (Kanada et al., 1994), respectivement (annexe 4). Une donnée pratique, la dose sans effet nocif observé (DSENO) pour les effets chroniques et la plus faible dose dans les études disponibles où des tumeurs n'ont pas été observées chez les rats est de 0,01 % dans l'eau potable (équivalent à 9,6 et à 19 mg/kg-p.c. par jour pour les mâles et les femelles, respectivement), selon l'étude de deux ans qui a déjà été mentionnée (Kociba et al., 1974).

Des effets non néoplasiques induits à la vapeur du 1,4-dioxane comme des changements histopathologiques dans les fosses nasales et le foie ont été observés chez des rats à des concentrations de 100 ppm (360 mg/m³) et supérieur dans une étude de 13 semaines (Kasai et al., 2008) et à 50 ppm (180 mg/m³) et supérieur dans une étude de deux ans (Kasai et al., 2009), même si dans d’autres études sur l’inhalation, aucun effet lié à un traitement n’a été observé chez des rats à des concentrations de vapeur du 1,4-dioxane de 111 ppm (400 mg/m³) sur deux ans (Torkelson et al., 1974). En outre, on a observé l'activation de la glutathione-peroxydase dans le cerveau et les ovaires des rats femelles observées qui ont été exposées à une concentration de vapeur de 1,4‑dioxane de 100 mg/m³ pendant un mois (Burmistrov et al., 2001). On a également observé l'irritation des yeux et du système respiratoire après une exposition par inhalation aiguë chez des humains et des animaux de laboratoire. La dépression du système nerveux central et des lésions sur le foie et les reins ont été observées chez les animaux exposés à de fortes concentrations de vapeur du 1,4-dioxane. En matière d’exposition aiguë, une concentration sans effet nocif observé (CSENO) de 20 ppm (72 mg/m³) a été déterminée chez les humains (Ernstgård et al., 2006), tandis que de faibles effets, tels qu’une modification de l’activité des enzymes sériques, ont été observés chez les rats exposés à des concentrations de vapeur du 1,4-dioxane de 1 000 ppm (3 600 mg/m³, concentration minimale avec effet observé [CMEO] aiguë la plus faible) sur quatre heures (Drew et al., 1978).

En ce qui a trait à l'exposition par contact cutané, même si des lésions importantes n'ont pas été observées chez les souris ayant été exposées par voie cutanée à des concentrations du 1,4‑dioxane de 0,2 mL trois fois par semaine pendant 60 semaines ou de 0,05 mL trois fois par semaine pendant 78 semaines (King et al., 1973; Perone et al., 1976), ces données ne sont pas considérées comme adéquates pour dériver une DSENO car il se peut que l'application par contact cutané dans ces études n'ait pas eu lieu dans des conditions d'occlusion, et par conséquent, les doses appliquées par contact cutané peuvent avoir été réduites considérablement par l'évaporation rapide du 1,4‑dioxane.

Les effets induits du 1,4-dioxane sur la reproductivité et le développement ont été observés seulement à des doses élevées, d'après le peu de données qui sont disponibles. Les effets sur les organes reproducteurs mâles, par exemple, la réduction du taux de minéralisation des testicules, ont été observés chez des souris exposées au 1,4‑dioxane à des concentrations de 2 000 mg/L dans l'eau potable (250 mg/kg-p.c. par jour) pendant deux ans, mais non chez les rats qui ont été exposés oralement au 1,4‑dioxane à des doses de jusqu'à 1 015 mg/kg-p.c. par jour ou à 400 mg/m³ dans l'air pendant deux ans (Kociba et al., 1974; Torkelson et al., 1974; Yamazaki et al., 1994; JBRC, 1998c). On a également observé une baisse considérable du poids corporel moyen de fœtus vivants et un retard de l'ossification des sternèbres chez des rats exposés à une dose du 1,4‑dioxane de 1 035 mg/kg-p.c. par jour durant la période d'organogenèse (Giavini et al., 1985). En outre, des effets immunologiques comme la suppression de la production de lymphocytes T et l'augmentation de la production de cellules B ont été observés en réaction au 1,4‑dioxane dans des lymphocytes murins et humains in vitro, et une réaction des lymphocytes un peu plus faible aux mitogènes a été observée chez des souris exposées au 1,4‑dioxane par injection intrapéritonéale (1 670 mg/kg-p.c. par jour pendant 7 jours) (Thurman et al., 1978).

Le niveau de confiance accordé à la base de données sur la toxicité est élevé car on dispose de données sur la toxicité aiguë, la cancérogénicité, la toxicité par doses répétées, la génotoxicité et la toxicité pour le développement, mais les données liées aux effets sur la peau et la reproductivité sont limitées et il demeure une incertitude quant au mode d’induction de tumeurs..

Caractérisation du risque pour la santé humaine

En s’appuyant principalement sur des évaluations fondées sur le poids de la preuve de plusieurs organismes internationaux (Centre international de recherche sur le cancer, Union européenne, U.S. Environmental Protection Agency et National Toxicology Program des États-Unis) et sur les données disponibles, les effets critiques associés à l’exposition au 1,4-dioxane suivant une exposition orale à la substance et par inhalation, sont des tumorigenèses ainsi que d’autres effets systémiques, principalement des dommages aux reins et au foie, et ce, par toutes les voies d’exposition (orale, cutanée et inhalation). L'ensemble des preuves indique que le 1,4-dioxane n'est pas une substance mutagène et qu'elle présentait, dans certains essais, une faible clastogénicité à des niveaux d'exposition élevés, et non dans d'autres essais souvent associés à la cytotoxicité. Une considération des données disponibles concernant la génotoxicité et les conclusions d'autres organismes indiquent que le 1,4‑dioxane n'est probablement pas génotoxique. La toxicocinétique non linéaire du 1,4‑dioxane a été observée chez des rats, et on a suggéré l'existence d'un seuil de toxicité et de cancérogénicité où le métabolisme du 1,4‑dioxane devient saturé. Des voies métaboliques semblables pour le 1,4-dioxane ont été observées chez des humains et des animaux de laboratoire, quoique les données épidémiologiques disponibles n’aient pas fourni de preuves suffisantes sur la cancérogénicité du 1,4-dioxane chez les humains et la pertinence pour les humains de la cancérogénicité du 1,4-dioxane, notamment l’induction des tumeurs du foie. Ainsi, même si le mode d’induction de tumeurs n’a pas été clairement établi, les chercheurs n’estiment pas que les tumeurs observées soient le résultat d’un contact direct avec un matériel génétique. Un seuil d'exposition a donc été utilisé pour caractériser le risque pour la santé humaine. En conséquence, les marges d’exposition sont dérivées entre le niveau auquel aucune tumeur ou aucun effet nocif n’a été observé dans le cadre d’études expérimentales, la plus faible dose d’exposition associée aux effets nocifs induits par le 1,4-dioxane et les estimations prudentes de l’exposition de la population générale au 1,4-dioxane (annexe 5).

On estime que les principales voies d'exposition de la population générale au 1,4‑dioxane sont leur environnement (c.‑à‑d., l'air ambiant, l'air intérieur et l'eau potable), leur nourriture et leur utilisation de produits de consommation contenant la substance. La comparaison des limites supérieures de l'absorption quotidienne totale de l'environnement à la dose à laquelle aucune tumeur et aucun effet nocif n'a été observé et à la DMENO pour les effets non cancéreux a permis de créer la marge d'exposition variant de 7 000 à 84 000. Par ailleurs, en matière d’exposition par inhalation, une comparaison de la concentration la plus élevée de 1,4-dioxane dans l’air intérieur mesurée dans la région du Grand Toronto pendant trois mois en 1996 avec la concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) pour les effets non cancéreux sur les rats ou l’irritation chez les humains, conduit à des marges d’exposition de cinq ordres d’importance. Ces marges d’exposition sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes dans l’ensemble de données sur l’évaluation des risques pour la santé humaine des effets cancéreux et non cancéreux.

En outre, une série de produits de soins personnels contenant le 1,4‑dioxane comme sous‑produit de fabrication ont été identifiés. L'inhalation et le contact cutané par l'utilisation de ces produits contribuerait à l'exposition au 1,4‑dioxane. Pour les produits pouvant être utilisés tous les jours par les consommateurs collectivement, les estimations globales des limites supérieures de l’exposition au 1,4-dioxane de divers produits de soins personnels (p. ex., le shampooing, le revitalisant, le gel de douche et la lotion hydratante) par inhalation et par contact cutané sont comparées à la concentration à laquelle aucune tumeur et aucun effet nocif n’a été observé et à la DMENO pour les effets non cancéreux. Cette approche est considérée comme prudente car les données disponibles sur le contact cutané ne sont pas suffisantes pour dériver une DMENO cutanée, et le faible taux d’absorption cutanée a été considéré dans les estimations d’exposition cutanée. Les marges d'exposition résultantes se situent entre 8 000 et 13 300. L'utilisation d'un seul produit de soins personnels, de savon liquide pour lave‑vaisselle ou de produits pour enfants (tableau 7c) génère des doses d'exposition plus faibles et entraînerait même de plus grandes marges d'exposition. Pour les produits utilisés moins fréquemment comme le colorant capillaire, les estimations supérieures d’exposition par contact cutané et par inhalation sont comparées à la concentration minimale avec effet observé (CMEO) par voie orale aiguë, d’après les effets sur le système nerveux central observés chez des rats (Kanada et al., 1994), ce qui donne une marge d’exposition de 15 630 à 52 000. Par conséquent, la marge d’exposition pour l’absorption par inhalation et par contact cutané lors de l’utilisation de produits de consommation est considérée comme suffisamment protectrice.

En matière d’exposition par inhalation des produits, une comparaison de la somme prudente des estimations supérieures de l’exposition par inhalation lors de l’utilisation quotidienne de produits de soins personnels, qui pourrait être utilisée successivement avec la CMENO, d’après les effets sur les fosses nasales de rats, permet de créer une marge d’exposition de 15 250. L’estimation de la limite supérieure de la concentration moyenne liée à l’utilisation de colorant capillaire est comparée à la CMEO aiguë, d’après la modification des enzymes sériques chez des rats et avec l’irritation des yeux chez les humains permet de créer une marge d’exposition d’environ 40 (irritation chez les humains) à 780 (rats). Étant donné que ces estimations sont pour une limite supérieure très prudente (c.-à-d. de 100 % pour le sulfate d’alkyle éthoxylé dans le produit final, ce qui représente assurément une surestimation), la marge d’exposition par l’utilisation de produits de consommation est considérée comme étant suffisamment protectrice.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Une grande confiance sévit à l'égard des concentrations du 1,4-dioxane dans les milieux environnementaux au Canada. Toutes les données sur le sol, l'air et l'eau proviennent du Canada et sont considérées comme adéquates pour permettre la quantification de l'exposition au 1,4‑dioxane. Des incertitudes existent concernant l’estimation de l’absorption de sources alimentaires car les données canadiennes sur le contrôle des doses du 1,4-dioxane dans les aliments n’étaient pas disponibles et par conséquent, elles n’ont pas été incluses dans les estimations de l’absorption. Les expositions à certains additifs alimentaires sont considérées comme étant surestimées, les niveaux réels dans les aliments devant être très faibles (communication personnelle, Direction des aliments, Santé Canada, 2009, source non citée). Même s'il existe un certain degré d'incertitude en raison des renseignements limités sur la présence ou les concentrations de la substance dans les produits de consommation disponibles au Canada, les estimations d'exposition par l'utilisation de produits contenant du 1,4‑dioxane sont fondées sur des hypothèses prudentes.

Il existe une incertitude autour du niveau à laquelle le 1,4-dioxane, présent dans les produits de santé (pharmaceutiques, médicaments vétérinaires et produits de santé naturels), sous forme de résidus de solvants puisse contribuer à l’exposition de la population en générale (voir la section Utilisations)

Les chercheurs sont incertains à l'égard du mécanisme de la tumorigenèse induite par le 1,4‑dioxane car les données sur la réaction à la dose et le progrès de la réaction en fonction du temps permettant de caractériser et d'identifier les événements clés dans la formation de différents types de tumeurs induites par le 1,4‑dioxane, ainsi que d'appuyer tout mécanisme hypothétique de cancérogenèse sont insuffisantes, incohérentes ou non disponibles. Cependant, l’ensemble des preuves indique que cette substance peut ne pas avoir un lien direct avec le matériel génétique, et par conséquent, il est considéré comme justifiable d’utiliser une marge d’exposition dans l’évaluation préalable pour caractériser les risques. De plus, il existe un certain degré d’incertitude concernant la pertinence pour les humains de la cancérogénicité du 1,4-dioxane car les études épidémiologiques n’ont pas fourni de preuves concluantes. Toutefois, la pertinence éventuelle n’a pas été éliminée de l’évaluation. Quant aux effets non néoplasiques, certaines incertitudes demeurent à l’égard des concentrations d’exposition critiques associées à ces effets par exposition par contact cutané au 1,4-dioxane, étant donné que l’ensemble de données sur le contact cutané est limité De plus, les données sur la toxicité pour la reproduction associées à l'exposition au 1,4‑dioxane sont limitées car il n'existe aucune étude multigénérationnelle.

Conclusion

D’après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable finale, le 1,4-dioxane ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont pu ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l’environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de l’adéquation des marges d’exposition entre les estimations prudentes de l’exposition au 1,4-dioxane et des doses à effet critique, il est conclu que le 1,4-dioxane est considéré comme une substance ne pénétrant pas dans l’environnement en quantités, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.

Il est conclu que le 1,4-dioxane ne répond à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE (1999). Même si le 1,4‑dioxane répond aux critères de la persistance, il ne répond pas aux critères du potentiel de bioaccumulation tels qu'ils sont énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Cette substance sera considérée pour inclusion dans la prochaine initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, le cas échéant, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

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Annexe 1 : Limites supérieures des estimations de l'absorption quotidienne de 1,4‑dioxane par la population générale du Canada

Annexe 2 : Estimations de l'absorption de 1,4-dioxane présent dans les additifs alimentaires^1,2

Annexe 3 : Scénarios de calculs pour les échantillons selon le ConsExpo

Scénarios relatifs aux produits d'hygiène personnelle pour femmes

Scénarios relatifs aux produits ménagers

Annexe 4 : Résumé des renseignements sur les effets du 1,4-dioxane

Annexe 5 : Sommaire des marges d'exposition pour le 1,4-dioxane

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